浸透性殺虫剤の
生物多様性と生態系への影響に関する
世界的な統合評価書
日本語版
初版（2015/4/30）
W ORLDWID E
I NTEGRATED
A SSESSMENT
OF THE IMP ACTS OF SY STEMIC PE STICIDE S
ON BIODIVER SITY AND ECO SYSTEMS
Republished online: 9 January 2015 with permission of Springer
監訳
ネオニコチノイド研究会
http://www.tfsp.info/assets/WIA_2015.pdf
http://www.tfsp.info/assets/WIA_2015.pdf
日本語版問い合わせ先：tfsp.phwg@gmail.com
This translation of Worldwide Integrated Assessment of the Impacts of Systemic Pesticides on Biodiversity
and Ecosystems, originally published in English by Springer journal “Environmental Science and Pollution
Research” entitled “Worldwide Integrated Assessment of the Impacts of Systemic Pesticides on Biodiversity
and Ecosystems” and reproduced in 9 January 2015 by the Task Force on Systemic Pesticide with
permission of Springer, is published by arrangement with Neonicotinoid Kenkyukai, Tokyo, Japan.
Copyright©2015 by Neonicotinoid Kenkyukai
本書は、2014 年にシュプリンガーの雑誌『環境科学と汚染研究』に、「浸透性殺虫剤の生物多様性
と生態系への影響に関する世界的な統合評価書」として掲載され、2015 年 1 月 9 日に浸透性殺虫剤
タスクフォースがシュプリンガーの許可を得て再編集し出版したものを、ネオニコチノイド研究会
（東京）が監訳出版するもので、版権はネオニコチノイド研究会に属します。
あらまし
浸透性殺虫剤タスクフォース（The Task Force on Systemic Pesticides, TFSP）は、浸透性殺
虫剤の生物多様性と生態系への影響に関する世界的な統合評価書を作成するために、世界各地から
集まった中立な科学者の集団である。
TFSP の目的は、「浸透性殺虫剤が生物多様性に与える影響について、網羅的で方向性を持った科
学的な文献の精査と評価を行い、その結果に基づく勧告を行うことで、リスク管理の手続きや政府
の新しい農薬への認可に必要なあらゆる情報を提供し、政策の決定者、策定者、そして社会全体が
注目すべき問題を提起すること」である（付録 2 参照）。
TFSP が採用するのは科学に基づく研究手法で、目的はより良質な情報と根拠に基づく政策決定の
促進である。方法論的には統合評価（Integrated Assessment, IA）で、目下の問題の主要な特徴
について政策追従型ではなく政策実現型の情報を提供する。この目標のため世界各地から集まった
高度で学際的な 30 人の科学者の集団が、化学メーカーが資金援助をした論文も含め 1,121 編の査
読付きの学術論文を 5 年がかりで編集した。TFSP の出版物はすべて各学術雑誌の規定による査読
を受けている。(http://www.springer.com/environment/journal/11356)
TFSP の主要な知見は、シュプリンガーの査読付き雑誌 『環境科学と汚染研究』に、「浸透性殺虫
剤の生物多様性と生態系への影響に関する世界的な統合評価書」(Worldwide Integrated
Assessment of the Impacts of Systemic Pesticides on Biodiversity and Ecosystems, 略称
W.I.A)という題で掲載され、8 つの科学論文から構成され、シュプリンガーの許可を得てここに再
掲載される。
要約すると、TFSP による科学的評価によれば、現在の大規模な浸透性殺虫剤の予防的使用は甚大
な意図しない負の生態学的結果をもたらしている。環境中から見出される浸透性殺虫剤の濃度は、
陸上、水中、湿地、海洋および渚の生息地で、広範な非標的生物に負の影響を与えるのに充分な水
準に達している。また、これらの影響が授粉や栄養循環など、生態系の機能および安定性、生態系
サービスにも危険を与えているという証拠も積み重なりつつある。
2015 年 1 月 9 日
ノートルダム=ド=ロンドルにて
www.tfsp.info
監訳者序文
本書は、2014 年 6 月から 10 月に相次いで英文で発表された W.I.A.を、ネオニコチノイド研究会
が日本人の研究者向けに監訳したものです。同研究会はネオニコチノイド系殺虫剤の環境中毒をテ
ーマとする群馬の青山医師と私の共同研究から発足した会で、幸い多くの学際的な研究者の参加を
いただき、2012 年からは TFSP に参加し、その中の公衆衛生作業部会で浸透性殺虫剤の健康影響
について国際的な情報の共有、研究協力を行っています。
W.I.A.は浸透性殺虫剤について未だかつて他の殺虫剤では行われたことがない圧倒的な量と質の
研究成果をまとめた画期的な業績で、根底をなす思想は予防原則です。欧州は、植物を害虫から守
る際に、毒性の強い物質、特に残留性があり飲料水や地下水汚染を引き起こしたり、標的外の生物
に影響を及ぼしたりする可能性のあるものを使用しないよう定めています。浸透性殺虫剤がそれに
該当するのではないかと疑い TFSP が活動を開始した後、欧州は一部の使用に対し暫定的な禁止措
置をとりました。今後それを時間的・空間的に拡張すべきかどうかの議論に W.I.A.は重要な役割を
担うことでしょう。また別な見方をすれば、W.I.A.は世界的な浸透性殺虫剤研究の動向の報告です。
日本はいくつかの先端的な研究で貢献しているものの、環境汚染の実態調査は少ないことが読み取
れます。今後日本で調査が行われる際に、本書がよい道標となると信じています。
TFSP および W.I.A.の名称の一部をなす systemic pesticides に対し浸透性農薬ではなく浸透
性殺虫剤という訳語を採用したのは以下の三つの理由によります。第一に W.I.A.が取り上げた
systemic pesticides はネオニコチノイド系殺虫剤とフェニルピラゾール系殺虫剤フィプロニルで、
今後これらから派生した物質が除草剤や殺菌剤としても使用される可能性はあるが、現時点では専
ら殺虫目的に使用されていること、第二に pesticide は害となる生物(pest)を殺すもの(cide)とい
う意味で、殺虫剤、殺菌剤、除草剤、殺鼠剤などの総称だが、原義に忠実な日本語はないこと、第
三に農薬とは農業目的に使用される pesticide を指す言葉で、本文にあるごとく農業以外の目的に
も systemic pesticide はその総使用量さえ把握されないまま大々的に使用され、農薬という言葉
で単に農業での使用の是非のみを問うだけでは解決に結びつかないかもしれないこと、です。その
他の訳語、訳文の不備な点や W.I.A.の内容についてのコメントは tfsp.phwg@gmail.com までご
連絡いただければ幸いです。
最後になりましたが、本事業に助成いただいたアクト・ビヨンド・トラスト様、決して平易とは
いえない英文を短期間で下訳していただいた方々、ご多忙中査読に貴重な時間を割いていただいた
専門家の皆様、その他ご協力いただいたすべての方々に深く感謝申し上げます。これを機会に日本
で浸透性殺虫剤への関心が深まり、より適切な施用について広く議論されることを願っています。
2015 年 4 月吉日
ネオニコチノイド研究会代表
平
久美子
目次
1.
浸透性殺虫剤に関する世界的な総合評価書:昆虫相の世界的な崩壊: 浸透性殺虫剤
が果たした役割の探求
2.
1
浸透性殺虫剤(ネオニコチノイドおよびフィプロニル): 動向、使用状況、作用機序、
および代謝産物
7
3.
環境運命と曝露: ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニル
37
4.
ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの非標的無脊椎動物への影響
71
5.
野生脊椎動物へのネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの直接的間接的
影響の検討
109
6.
浸透性殺虫剤の大量使用による生態系機能および生態系サービスに対する危険
127
7.
害虫駆除のためのネオニコチノイド系殺虫剤の代替案：農業および林業における
事例研究
8.
145
ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルが生物多様性および生体機能に与える
危険に関する世界的な総合評価書の結論
161
附録1
ネオニコチノイド系殺虫剤、蜂群崩壊、授粉サービスの持続可能性 （準備中）
附録 2
IUCN 決議 WCC-2012-Res-137-EN: 国際自然保護連合（IUCN）の種の保存委員会
（SSC）と生態系管理委員会（CEM）の合同タスクフォースは浸透性殺虫剤の世界的な生
物多様性への影響に関する包括的な科学的レビューを支援する
第１章 世界的な統合評価書 1 論説
浸透性殺虫剤に関する世界的な統合評価書
昆虫相の世界的な崩壊：浸透性殺虫剤が果たした役割の探求
Maar ten Bijleveld van Lexmond ・J ean-Mar c Bonmatin ・
Dave Goulson ・Dominique A. Noome
受付：2014 年 6 月 13 日 採用：2014 年 6 月 17 日 オンライン出版：2014 年 8 月 23 日 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:1–4 DOI 10.1007/s11356-014-3220-1
© The Author(s) 2014. This article is published with open access at Springerlink.com
ネオニコチノイド研究会監訳初版：2015 年 4 月 30 日 キーワード：ネオニコチノイド、フィプロニル、殺虫剤、
彼らは、自然環境の全般的な劣化に伴い、1950年代以降
生態系サービス、生物多様性、非標的生物 に昆虫がだんだんと減少したことに注目した。とりわけ、
自然生息環境の消失と殺虫剤および除草剤の大量使用を
伴う農業の集約化、道路や車両交通のさまざまな発達、お
ノートルダム=ド=ロンドルの願い
よび大陸全体に及ぶ夜間の光害や窒素堆積などがこの減
少の根本的な原因として確認された。 欧州における昆虫、特に節足動物全般の壊滅的な減少に関
同時に1990年から2000年にかけての10年間に昆虫生息
する昆虫学者の国際的な調査を受け、2009年7月にフラン
数がより急激に減少し始め、更に状況が悪化したことも確
ス、エロー県の小村ノートルダム＝ド＝ロンドル(Notre 認された。これは最初に西欧で始まり東欧と南欧に及び、
Dame de Londres)に昆虫学者と鳥類学者が集まった。 今日では、フロントガラスに当たって飛び散ったり、ラジ
エーターで押しつぶされたりする昆虫の数が明らかに少
Responsible editor: Philippe Garrigues
M. B. van Lexmond : D. A. Noome
Task Force on Systemic Pesticides, Pertuis-du-Sault,
2000 Neuchâtel, Switzerland
M. B. van Lexmond
e-mail: mbvl@club-internet.fr
なくなり、とくに蝶の減少や世界的なミツバチの異変につ
いて最も多くの報告がなされている。これらの現象は今や
一般的となった欧州の昆虫相の崩壊を反映したものと結
論された。 更に注目されたのは、さまざまな種・属・科の節足動物
の大規模な衰退と、ツバメやムクドリなどこれまで“どこ
D. A. Noome
e-mail: dominiquenoome@gmail.com
にでもいる”と考えられてきた食虫鳥類の著しい減少が同
時期に起こったことである。 J.-M. Bonmatin (*)
Centre National de la Recherche Scientifique, Centre de
Biophysique
Moléculaire, rue Charles Sadron, 45071 Orléans Cedex 02,
France
e-mail: bonmatin@cnrs-orleans.fr
D. Goulson
School of Life Sciences, University of Sussex, Brighton
BN1 9QG,
UK
e-mail: d.goulson@sussex.ac.uk
D. A. Noome
Kasungu National Park, c/o Lifupa Conservation Lodge,
Private Bag
151, Lilongwe, Malawi
この分野における既存の研究や多くの観察報告、そして
圧倒的な状況証拠に基づき学者らは、昆虫や鳥類の減少に、
1990年代初期にもたらされた新世代の殺虫剤で、残留性と
浸透性をもつ神経毒であるネオニコチノイド系殺虫剤と
フィプロニルが、少なくとも部分的に関与しているのでは
ないかという仮説に到達した。 これをうけて発表されたのが、ノートルダム＝ド＝ロン
ドルの願いで、ほぼ半世紀前に出版されたレイチェル・ル
イーズ・カーソン著『沈黙の春』を引用し「沈黙の春を繰
り返すな」という見出しがつけられ、以下のように記され
ている： 2 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:1–4 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30） ミツバチの消失は、昆虫相の崩壊という、今や西欧のど
TFSP-WIAの所見
こにでも見られる現象のもっとも顕著な一例にすぎな
ネオニコチノイド系殺虫剤は1990年代初期に導入され、今
い。最近見られる昆虫生息数の凄まじい減少は、生物多
日では世界で最も広範に使用されている。中枢神経系のニ
様性の大規模な喪失と、それに引き続く劇的な自然生態
コチン性アセチルコリン受容体(nAChRs)に結合し、低濃
系や人間をとりまく環境、公衆衛生の変化の前触れであ
度で神経を刺激し、濃度が上昇すると受容体遮断や麻痺、
る。集約農業や園芸で組織的に使用される残留性で神経
および死をもたらす神経毒である。フィプロニルは、別系
毒の殺虫剤(イミダクロプリドやチアメトキサムなどの
統の広範に使用されている浸透性の殺虫剤だが、前者の性
ネオニコチノイド系殺虫剤、フィプロニルなどのフェニ
質を多く共有し、ほぼ同時期に導入されたので、この化合
ルピラゾール系殺虫剤)が、今や目に見えない有毒な靄
物も本稿に加える。ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロ
となって地上や水中、空気中に広がり、1990年代中期以
ニルはほとんどの節足動物に極めて高い毒性を示し、脊椎
降に昆虫学者が観察した昆虫生息数の減少と、それに続
動物への毒性は低い(ただしフィプロニルは魚類とある種
いて鳥類学者が観察した食虫鳥類や他の鳥類の減少の
の鳥類には高い急性毒性を示す)。両者とも比較的水に溶
主な原因となっていると思われる。 けやすく、植物の根や葉から容易に取り込まれるため、葉
それゆえ署名人は警鐘を鳴らし、“予防原則”をなお一
面散布や土壌施用、種子コーティングなどさまざまな方法
層厳格に順守することを願う。“予防原則”とは、欧州
で施用できる。これらの化学物質の主な使用法は、使用さ
委員会指令91/414に銘記され、2005年にユネスコによっ
れた土地面積からみると種子コーティングである。種子コ
て定義された「人間の活動が、科学的には妥当だが不確
ーティングの場合、有効成分が播種前の種子に対して予防
かで倫理的に受け入れがたい危険につながるとき、その
的に用いられ、成長する植物に吸収されて組織全体に広が
危険を避け軽減させるための行動をとること」である。 り、作物全体を保護する(Simon-­‐‑Delso et al. 2014)。 ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの環境
浸透性殺虫剤タスクフォース(TFSP)
への影響に関し、一連の懸念が浮上している(Bonmatin et これに応えて、中立的立場の科学者による浸透性殺虫剤に
関する国際的かつ科学的なタスクフォースが運営委員会
により設立された。最初の会員はMaarten Bijleveld van Lexmond(スイス)、Pierre Goeldlin de Tiefenau (スイス)、
François Ramade (仏)、Jeroen van der Sluijs (オランダ)で
ある。年と共に会員数は増え、今日では4大陸で15国籍を
数えるに至った。浸透性殺虫剤タスクフォース（TFSP）
は、専門家の集団として、生態系管理委員会および種の保
全委員会という2つのIUCN（国際自然保護連盟）の委員会
に助言を行う。その取り組みは、生物多様性条約(CBD)に
基づく科学技術助言補助機関によって認知され、生物多様
性及び生態系サービスに関する政府間科学政策プラット
フォーム（IPBES）の中で、授粉昆虫、授粉および食糧生
産のための一括審議課題評価に関連して注目された。 世界的な統合評価書(WIA)を手掛けるに当たり、TFSP
は、4年がかりで過去20年間に発表された800を超す査読審
査された科学論文を調査した。TFSPに結集した専門知識
の分野は、化学、物理学、生物学、昆虫学、農学、動物学、
リスク評価、（環境）毒性学など多角的広範囲にわたり、
これにより、まさに学際的な証拠の評価が可能となり、浸
透性殺虫剤の世界的な使用に伴い個々の生物や生態系、生
態系プロセス、生態系サービスに派生する様々な影響への
理解を可能にした。 al. 2014; Pisa et al. 2014; Gibbons et al. 2014; Chagnon et al. 2014; Furlan and Kreutzweiser 2014)： ・ ネオニコチノイド系殺虫剤は土壌中に何年間も残留
するため、定期的に用いると環境中濃度の上昇をもた
らすことが明らかとなった。このことは、土壌中の無
脊椎動物に多大な影響を及ぼすと考えられる。土壌中
の無脊椎動物は、群となって土壌構造を維持し、栄養
循環に決定的な役割を果たす。水溶性であるため、ネ
オニコチノイド系殺虫剤は池や溝、小川などに浸出し、
地下水を汚染する。海洋環境の汚染も観察されている
が、まだ組織的な観測は行われていない。水生昆虫の
LC50 を超える濃度が水路でしばしば認められ、耕地
や隣接する溝の地表水では更に高い濃度が認められ
ている。ネオニコチノイド系殺虫剤の濃度の高い水路
では、昆虫の個体数や多様性が激減している。 ・ 農地に処理種子を蒔く際に上がる土ぼこりは飛翔昆
虫にとって致死的で、ミツバチ群の急激な大規模な喪
失を引き起こしている。葉面散布に用いると、飛散し
た殺虫剤は非標的昆虫に対して強い毒性を持つと考
えられる。畑の周囲や生け垣、あるいは汚染水路の近
くで成長する作物以外の植物は、農地に種子をまく際
に上がる土ぼこりや散布による飛散、あるいは汚染水
第１章 世界的な統合評価書 3 によってネオニコチノイド系殺虫剤に汚染される可
有力な証拠がある。これらの殺虫剤の使用を減らし、世界
能性がある。このことは農地に生息するさまざまな非
的な生物多様性をこれ以上損なわず、全人類が依存する生
標的草食性無脊椎動物に多大な影響を与える可能性
態系サービスを弱めさせないため、食物生産及び害虫防除
がある。 の方法を持続可能なものに切り替えることが急務である
・ ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルは、トウモ
(van der Sluijs et al. 2014)。 ロコシやアブラナ、ヒマワリなどの処理作物、および
浸透性殺虫剤のネオニコチノイド系殺虫剤およびフィ
農地に生息する野草の花蜜や花粉に認められる。又、
プロニルは、広範な作用をもつ殺虫剤の大量の使用が生態
多くの作物からにじみ出た溢液からも、さらに高い濃
系機能および生態系サービスの損失をもたらす危険性を
度で検出されている。ハチでは、このような汚染食物
考慮しない規制当局による農薬審査および認可手続きの
の摂取により、学習および移動能力の減退、致死率の
明らかな欠点について新たな章を提示している。我々は過
上昇、免疫系不全による罹病率の上昇、繁殖力の低下
去の過ちから学習する能力を著しく欠いている。 が生じ、マルハナバチでは、群レベルで影響を受ける
明らかな証拠がある。他の花粉媒介者についての研究
謝辞 本稿は、国際的な浸透性殺虫剤タスクフォースのパリ
はない。農場のハチは同時に多数の異なる農薬に曝露
（2010）、バース（2011）、ケンブリッジ（2012）、モンテグロッ
ト、パドバ（2012）、ルーヴァン=ラ=ヌーブ（2013）、レニャーロ、
しており、中には相乗的に作用するものもある。この
パドバ（2013）での総会での議論により有益な示唆を得た。この
ような非標的昆虫の複数の農薬への長期曝露の影響
仕事は、the Triodos Foundation’s Support Fund for Independent
は、農薬取締のための試験では取り組まれておらず、
ほとんど理解されていない。 ・ 脊椎動物は節足動物より被害を受けにくいが、種子食
の鳥類や哺乳類では少数の処理種子の摂取により直
ちに死に至る可能性が生じる。なぜなら、このような
鳥にとってはこぼれた種子をほんの数個食べただけ
で致死量に達するからである。低用量で現れる症状は、
Research on Bee Decline and Systemic Pesticides.により資金提供を
受けた。この支援基金は、Adessium Foundation (オランダ), アク
ト・ビヨンド・トラスト(日本), ユトレヒト大学(オランダ),
Stichting Triodos Foundation (オランダ), Gesellschaft fuer
Schmetterlingsschutz (ドイツ),M.A.O.C. Gravin van Bylandt Stichting
(オランダ), Zukunft Stiftung Landwirtschaft (ドイツ), Study
Association Storm (Student Association Environmental Sciences
Utrecht University), Deutscher Berufs- und Erwerbsimkerbund e. V.
(ドイツ), Gemeinschaft der europäischen Buckfastimker e. V. (ドイ
ツ) と市民の寄付により賄われた。寄付者は、研究のデザイン、
嗜眠、生殖能力の低下、免疫機能障害などである。さ
データ収集、分析、出版の決定、原稿の作成に一切関与しなかっ
らに、食糧となる無脊椎動物が減少すると、節足動物
た。
から脊椎動物まで広範囲の捕食性の動物に間接的な
影響を及ぼすと考えられる。 ・ 広範な作用をもつ殺虫剤の予防的使用(種子コーティ
ングなど)は、長期にわたり確立した総合的有害生物
管理(IPM)の原則およびIPMを義務づけることを採択
我々は、ESPR編集長のフィリッペ・ギャリグーと編集者エマニ
ュエル・ピグナール-ペグーの本特集準備中の助力に深く感謝する。
査読過程はESPR編集長により統括され、シュプリンガーの厳格
な倫理ガイドラインに従い、中立の査読者がESPRの編集者により
選ばれた。
オープンアクセス 本稿は原作者および発行元より与えられた
したEU指令に反するものである。低濃度のネオニコ
使用、頒布、複製をあらゆる媒体で許可するクリエイティブ・コ
チノイド系殺虫剤に害虫が持続的に曝露すると、すで
モンズ・ライセンスの名の許に頒布される。 に重要な害虫数種で発現しているごとく抵抗性が発
生する可能性が非常に高い。害虫駆除に浸透性殺虫剤
が非常に有効であっても、現行のネオニコチノイド系
殺虫剤の使用は不要であり、ほぼ無益に等しいという
営農組織による明らかな証拠がある。現在、農業従事
者が作物栽培に関する助言を受けられるのは主に農
薬会社からであり、この状況は農薬の過剰な使用や不
適切な使用につながる可能性がある。 なかんずく、これら残留性および水溶性がある殺虫剤の
広範な使用が、世界的な生物多様性に長期の影響を与え、
食糧の安全保障や持続可能な生産に不可欠な花粉媒介な
どの生態系サービスに多大な悪影響を及ぼすことを示す
引用文献
Bonmatin JM, Giorio C, Girolami V, Goulson D, Kreutzweiser D,
Krupke C, Liess M, Long E, Marzaro M, Mitchell EAD, Noome
DA,Simon-Delso N, Tapparo A (2014) Environmental fate and
Exposure; neonicotinoids and fipronil. Environ Sci Pollut Res.
doi:10.1007/s11356-014-3332-7
Chagnon M, Kreutzweiser DP, Mitchell EAD, Morrissey CA,
Noome DA, van der Sluijs JP (2014) Risks of large scale use of
systemic insecticides to ecosystem functioning and services.
Environ Sci Pollut Res. doi:10.1007/s11356-014-3277-x
Furlan L, Kreutzweiser DP (2014) Alternatives to Neonicotinoid
insecticides for pest control: case studies in agriculture and forestry.
Environ Sci Pollut Res (this issue)
4 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:1–4 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30） Gibbons D, Morrissey C, Mineau P (2014) A review of the direct
and indirect effects of neonicotinoids and fipronil on vertebrate
wildlife.Environ Sci Pollut Res. doi:10.1007/s11356-014-3180-5
Pisa L, Amaral-Rogers V, Belzunces LP, Bonmatin JM, Downs C,
Goulson D, Kreutzweiser D, Krupke C, Liess M, McField M,
Morrissey C, Noome DA, Settele J, Simon-Delso N, Stark J, van
der Sluijs JP, van Dyck H, Wiemers M (2014) Effects of
neonicotinoids and fipronil on non-target invertebrates. Environ Sci
Pollut Res (this issue). doi:10.1007/s11356-014-3471-x
Simon-Delso N, Amaral-Rogers V, Belzunces LP, Bonmatin JM,
Chagnon M,Downs C, Furlan L, GibbonsDW, Giorio C, Girolami
V, Goulson D, Kreutzweiser DP, Krupke C, Liess M, Long E,
McFieldM,Mineau P, Mitchell EAD, Morrissey CA, Noome DA,
Pisa L, Settele J, StarkJD, Tapparo A, vanDyckH, van Praagh J,
van der Sluijs JP,Whitehorn PR and Wiemers M (2014) Systemic
insecticides (neonicotinoids and fipronil): trends, uses, mode of
action and metabolites. Environ SciPollut Res (this issue).
doi:10.1007/s11356-014-3470-y
Van der Sluijs JP, Amaral-Rogers V, Belzunces LP, Bonmatin JM,
Chagnon M, Downs C, Furlan L, Gibbons DW, Giorio C, Girolami
V, Goulson D, Kreutzweiser DP, Krupke C, Liess M, Long E,
McFieldM,Mineau P,Mitchell EAD, Morrissey CA, Noome DA,
Pisa L, Settele J, Simon-Delso N, Stark JD, TapparoA, van Dyck H,
van Praagh J, Whitehorn PR and Wiemers M (2014) Conclusions
of the Worldwide Integrated Assessment on the risks of
neonicotinoids and fipronil to biodiversity and ecosystem
functioning. Environ Sci Pollut Res.
doi:10.1007/s11356-014-3229-5
PR and Wiemers M (2014) Conclusions of the Worldwide
Integrated Assessment on the risks of neonicotinoids and fipronil to
biodiversity and ecosystem functioning. Environ Sci Pollut Res.
doi:10.1007s11356-014-3229-5
第１章 世界的な統合評価書 5 マーテン・ベイレフェルト・ヴァ
ANSES (フランス食品環境労働衛生安全庁)、OECD(経済
ン・レクスモンド：生物学者、学習
協力開発機構)など、国あるいは国際レベルで関わってい
による自然保護論者。ライデン大学
る。
とアムステルダム大学で学び、1974
年、最初の著書「ヨーロッパにおけ
デイブ・ゴールソン：サセックス大学生物学教授。オッ
る被捕食鳥類」で学位（Ph.D）取得。
クスフォード大学を卒業後、オッ
オランダの世界野生生物基金（WWF）
クスフォードブルックス大学で蝶
の設立メンバーのひとりとして、ス
生態学の博士号を授与される。そ
イスで WWF の国際事務局職員となり、のちに国際自然保
の後サザンプトン大学で、11 年間
護連合（IUCN）の生態学委員会の委員長を勤めた。1980
生物学の教鞭をとり、2006 年スタ
年代半ば、スイス熱帯公園をノイシャテル（現在はスイス
ーリングに移り、2013 年からサセ
のケルツアーにある）に設立し、平行して中央アフリカの
ックスで現職となる。主な業績は、
ベリーズに、シップステム自然保護区を設立した。長年に
マルハナバチの生態学と保全で、
わたりヒゲワシ保護基金の総裁を勤め、アルプスとその他
昆虫の生態学と保全について、マルハナバチを中心として
のヨーロッパの種の再紹介を行った。現在、スイスと南フ
200 以上の科学論文がある。「マルハナバチ；その行動、
ランスで半分ずつ過ごし、2009 年に浸透性殺虫剤タスク
生態学と保護」（2010 年、オックスフォード大学出版）、
フォースの委員長に就任以来、多くの時間をこの化学物質
マルハナバチに関する一般向け科学書「ハチのおはなし」
の生物多様性と生態系、特にミツバチ、マルハナバチ、チ
（2013 年、ジョナサン・ケープ）の著者である。2006 年
ョウ、への世界的な影響と、公衆衛生学的影響の疑いにつ
にマルハナバチ保全信託という英国に拠点を置く慈善団
いての調査に割いている。
体を設立し、現在会員数 8000 人である。マルハナバチ保
全の業績に対して 2010 年、バイオテクノロジー・生物科
ジャン-マルク・ボンマタン：フ
学研究評議会の「今年の社会革新者」に選ばれ、2013 年、
ランス国立科学研究センター
ロンドン動物学学会の保全生物学のためのマーシュ賞を
（CNRS, フランス）研究員。1987
受賞した。2013 年、エジンバラ王立協会のフェローに選
年、ボルドー大学（化学物理学）
ばれた。
で生体膜とペプチドの相互作用を
様々な分光分析に手法を用いて研
ドミニク・ノーム：浸透性殺虫剤タスクフォースの現プ
究し論文を完成した。これが魅惑
ロジェクトコーディネーター、
的なハチの世界との最初の科学的
マラウィのカスング国立公園保
な出会いであった。というのは研究したペプチドの中にハ
全マネージャー。もともと獣医
チ毒が含まれていたからである。そのすぐ後、1989 年ま
疫学者で、ケニアの畜牛の血液
で、カナダ国立研究機関（オタワ、カナダ）に所属し、こ
学と、オランダの家畜感染症の
こで固相 NMR による生体膜におけるコレステロールの
経済影響について、大学で研究
動態を研究した。1989 年後半より分子生物物理学センタ
した。ヴァーヘニンゲン大学で
ー（CBM, CNRS, オルレアン、フランス）に所属し、高
動物衛生スペシャリストとして
解像度 NMR による様々な生体分子の構造活性相関につ
卒業後、独立系の自然保護科学者として IUCN の生態系
いての研究を始めた。これらの生体分子の多くは、標的に
管理委員会とチンボ基金に所属している。この間、浸透性
対して毒性をもっていた（抗菌剤、抗真菌剤、昆虫の神経
殺虫剤タスクフォースを知り、2011 年からフィールドワ
毒など）ため、
“いかにして殺すかという方法を知る事が、
ークを始め、数年にわたってプロジェクトコーディネータ
生物学的メカニズムを知るカギとなり、命を救う方法を知
ーも勤めている。マラウィではカスング国立公園の全体管
ることにつながる”という考えを有するに至った。2008
理計画の作成を完了したところで、現在、管理計画の中の
年から 12 年間、いわゆる峰群崩壊（CCD）についての欧
研究プロジェクトの調整にあたっている。主な関心分野は、
州プログラムに参加し、土壌、水質、花粉や花蜜中の農薬
保護区の管理、特に野生動物の健康、および生態系再生の
分析およびハチに寄生するダニ（ミツバチヘギイタダニ）
法的実行と戦略である。マラウィなどアフリカ諸国でも浸
の媒介するウィルスの発見に携わった。浸透性殺虫剤タス
透性殺虫剤の使用は増加しており、その使用の規模や付随
クフォースには、ごく初期から関わり、その運営委員会の
する影響について情報の欠如にも関心を抱いている。
メンバーでもある。また、いくつかの公的機関の授粉昆虫
に対するリスク評価に、ITSAP (フランス蜂授粉協会)、
6 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:1–4 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30） 第２章 動向、使用状況、作用機序、および代謝産物 7 浸透性殺虫剤の生物多様性と生態系への影響に関する世界的な統合評価書
浸透性殺虫剤(ネオニコチノイドおよびフィプロニル)：
動向、使用状況、作用機序、および代謝産物
N. Simon-Delso・V. Amar al-Roger s・L. P. Belzunces・J . M. Bonmatin・M. Chagnon・C. Downs・
L. Fur lan・D. W. Gibbons・C. Gior io・V. Gir olami・D. Goulson・D. P. Kr eutzweiser ・C. H. Kr upke・
M. Liess・E. Long・M. McField・P. Mineau・E. A. D. Mitchell・C. A. Mor r issey・D. A. Noome・
L. Pisa・J . Settele・J . D. Star k・A. Tappar o・H. Van Dyck・J . Van Pr aagh・J . P. Van der Sluijs・
P. R. Whitehor n・M. Wiemer s
受付：2014 年 5 月 4 日 採用：2014 年 8 月 15 日 オンライン出版：2015 年 9 月 19 日 Environ Sci Pollut Res 22：5−34 DOI 10.1007/s11356-014-3470-y
© The Author(s) 2014. This article is published with open access at Springerlink.com
ネオニコチノイド研究会監訳初版：2015 年 4 月 30 日 要約 1980 年代後半に開発されて以来、ネオニコチノイ
境中の存在において共通性があるフェニルピラゾール系
ド系殺虫剤は、植物防疫(穀物、野菜、果実)、動物関連製
殺虫剤フィプロニルも併せて検討する。ネオニコチノイ
品から養殖魚類の無脊椎害虫管理まで、世界中で最も広
ド系殺虫剤およびフィプロニルは現在世界の取引の約
範囲に使用される殺虫剤になった。本総説では、ネオニ
1/3 を占めており、ネオニコチノイドの原型であるイミダ
コチノイド系殺虫剤と毒性、物理化学的特性、および環
クロプリドの年間世界生産量は、2010 年には有効成分と Responsible editor: Philippte Garrigues
N. Simon-Delso : L. Pisa : J. P. Van der Sluijs
Environmental Sciences, Copernicus Institute, Utrecht
University, Heidelberglaan 2, 3584 CS Utrecht, The
Netherlands
N. Simon-Delso (*)
Beekeeping Research and Information Centre (CARI), Place
Croix du Sud 4, 1348 Louvain-la-Neuve, Belgium
e-mail: noa.simondelso@student.uclouvain.be
V. Amaral-Rogers
Buglife, Bug House, Ham Lane, Orton Waterville, PE2
5UU Peterborough, UK
L. P. Belzunces
INRA, UR 406 Abeilles & Environnement, Laboratoire de
Toxicologie Environnementale, Site Agroparc, 84000
Avignon, France
J. M. Bonmatin
Centre National de la Recherche Scientifique, Centre de
Biophysique Moléculaire, rue Charles Sadron, 45071
Orléans Cedex 02, France
M. Chagnon
Université du Québec À Montréal, Département des
sciences biologiques, Case Postale 8888, succursale
Centre-ville, Montréal, Québec, Canada H3C 3P8
C. Downs
Haereticus Environmental Laboratory, P.O. Box 92,
Clifford, VA 24533, USA
L. Furlan
Veneto Agricoltura, Legnaro, PD, Italy
D. W. Gibbons
Centre for Conservation Science (RSPB), The Lodge,
Sandy, Bedfordshire SG19 2DL, UK
C. Giorio
Department of Chemistry, University of Cambridge,
Lensfield Road, CB2 1EW Cambridge, UK
V. Girolami
Dipartimento di Agronomia Animali Alimenti Risorse
Naturali e Ambiente, Università degli Studi di Padova,
Agripolis, viale dell’Università 16, 35020 Legnaro, Padova,
Italy
D. Goulson
School of Life Sciences, University of Sussex, Brighton
BN1 9RH, UK
D. P. Kreutzweiser
Canadian Forest Service, Natural Resources Canada, 1219
Queen Street East, Sault Ste Marie, ON, Canada P6A 2E5
C. H. Krupke : E. Long
Department of Entomology, Purdue University, West
Lafayette, IN, USA
M. Liess
Department of System Ecotoxicology, Helmholtz Centre for
Environmental Research - UFZ, 04318 Leipzig, Germany
M. McField
Healthy Reefs for Healthy People Initiative, Smithsonian
Institution, Belize City, Belize
8 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:5–34 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30 して約 20,000 トンであった。ネオニコチノイド系殺虫剤
るかを示す。これらは長時間にわたって毒性を発揮しう
およびフィプロニルの早期の商業的成功にはいくつかの
る。ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、
理由がある。(1)近年開発された殺虫剤であるため、標的
その広範な商業的展開、作用機序、植物内への浸透性、
害虫におけるこれら殺虫剤への抵抗性が存在しなかった
持続性、環境動態、およびこれらの化合物とその代謝物
こと。(2)物理化学的特性（水溶性など）が、これまでの
の毒性について情報が限られていることを考え合わせる
何世代かの殺虫剤(すなわち、有機リン系、カーバメート
と、環境に対し重大な危険を負わせるかもしれない。し
系、ピレスロイド系など)と異なっていて、利点ととらえ
たがって、これらの殺虫剤の使用による潜在的、付随的
られたこと。(3)使用者および消費者に対する危険性が軽
な影響を世界的に評価することは時宜にかなっている。
減すると考えられたこと、などである。これらの殺虫剤
世界的な評価書の本章およびこれにつづく各章は、以上
は浸透性があるため、根や葉から取り込まれ植物体すべ
の危険性を詳しく調査し、これらの殺虫剤の持続的かつ
ての部分に移行し、それにより効果的に草食昆虫に対し
低濃度の曝露により望ましくない環境への影響がもたら
毒性を発揮する。その毒性の持続時間は、植物の種類、
される危険が増大しつつあることを示す。 生育段階、殺虫剤の処理量によって異なる。その使用方
法は様々であるが、とりわけ農業生産工程管理 (Good
キーワード ネオニコチノイド・フィプロニル・動向・
Agricultural Practice, GAP)外の種子コーティングは、（訳
作用機序・農業・種子処理・浸透性殺虫剤・代謝産物 注：欧州で）もっとも一般的な予防的使用法である。広
範囲に及ぶ使用および物理化学的特性により、これらの
殺虫剤は土壌、水、空気を含めすべての環境区分で存在
が確認されている。ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプ
ロニルは、無脊椎動物の中枢神経系の神経伝達を撹乱す
ることによって作用する。ネオニコチノイドはにせの神
経伝達物質として働くが、フィプロニルは抑制性神経の
受容体を抑制する。それらの作用により神経を持続的に
刺激し、最終的には標的無脊椎動物を死に至らしめる。
他のほとんどすべての殺虫剤と同様にこれらの殺虫剤は、
昆虫捕食生物や脊椎動物を含む非標的生物にも致死的お
よび亜致死的影響をもたらす可能性がある。さらに他の
ストレス因子との相乗的作用も報告されている。ここで、
我々はこれらの化合物の代謝経路を詳細に検討し、毒性
を有する特有の代謝物や共通の代謝物がどのようにでき
P. Mineau
Pierre Mineau Consulting, 124 Creekside Drive, Salt Spring
Island V8K 2E4, Canada
E. A. D. Mitchell
Laboratory of Soil Biology, University of Neuchatel, Rue Emile
Argand 11, 2000 Neuchatel, Switzerland
E. A. D. Mitchell
Jardin Botanique de Neuchâtel, Chemin du Perthuis-du-Sault 58,
2000 Neuchâtel, Switzerland
C. A. Morrissey
Department of Biology and School of Environment and
Sustainability, University of Saskatchewan, 112 Science Place,
Saskatoon, SK S7N 5E2, Canada
D. A. Noome
Kijani, Oud Blaricumerweg 36b, 1411JT Naarden, The Netherlands
J. Settele : M. Wiemers
UFZ, Helmholtz Centre for Environmental Research, Department of
Community Ecology, Theodor-Lieser-Str. 4, 06120 Halle, Germany
J. Settele
German Centre for Integrative Biodiversity Research (iDiv),
Halle-Jena-Leipzig, Deutscher Platz 5e, 04103 Leipzig, Germany
はじめに
ネオニコチノイド系殺虫剤、およびフェニルピラゾール
系殺虫剤のフィプロニルは浸透性の殺虫剤である。これ
らの物理化学的特性をオクタノール・水分配係数(Kow)お
よび酸解離定数(pKa)の観点から評価すると、それらが植
物組織へ侵入し、植物体の各部分へ分布することが可能
と推定できる (Bromilow and Chamberlain 1995; Bonmatin et al. 2014)。施用方法と植物への侵入経路に関
係なくこれらの殺虫剤は植物体組織の全体に移行し、そ
の植物を摂食する昆虫(および潜在的には他の生命体)に
毒性をもたらす。このことは植物を直接的には(主に植物
の汁液を餌とする)草食性昆虫から守り、間接的には昆虫
によって感染させられる植物ウイルスによる病害から守
J. D. Stark
Puyallup Research and Extension Centre, Washington State
University, Puyallup, WA 98371, USA
A. Tapparo
Dipartimento di Scienze Chimiche, Università degli Studi di Padova,
via Marzolo 1, 35131 Padova, Italy
H. Van Dyck
Behavioural Ecology and Conservation Group, Biodiversity
Research Centre, Université Catholique de Louvain (UCL), Croix du
Sud 4-5 bte L7.07.04, 1348 Louvain-la-Neuve, Belgium
J. Van Praagh
Scientific Advisor, Hassellstr. 23, 29223 Celle, Germany
J. P. Van der Sluijs
Centre for the Study of the Sciences and the Humanities, University
of Bergen, Postboks 7805, 5020 Bergen, Norway
P. R. Whitehorn
School of Natural Sciences, University of Stirling, Stirling FK9 4LA,
UK
第２章 動向、使用状況、作用機序、および代謝産物 9 る。利部伸三(Shinzo Kagabu)によるイミダクロプリドの
前の有機リン剤やカーバメート剤と大きく異なる(Marrs 開発とそれに続く 1991 年の市場導入によってネオニコチ
1993)。また、ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロ
ノイド系殺虫剤の時代が始まった(Tomizawa and Casida ニルは比較的持続性が高く、長期の作物保護活性を提供
2011)。1999 年にはチアメトキサム(Maienfisch et al. しうる。これらの土壌中の半減期は好気性土壌の状態に
2001a)と、チアメトキサムの代謝物であるクロチアニジ
よって大きく変化するものの、数ヶ月もしくはそれ以上
ン(Meredith et al. 2002)がイミダクロプリドの後に続い
の期間検出される(たとえばクロチアニジンの場合 148～
た。その後の 20 年間にネオニコチノイド系殺虫剤は世界
6,931 日である；USEPA 2003a; Gunasekara et al. 2007; 市場に存在する主な 5 系列の化学物質(他は有機リン系、
Goulson 2013; Sánchez-­‐‑Bayo and Hyne 2014)。ネオニコ
カーバメート系、フェニルピラゾール系、ピレスロイド
チノイド系殺虫剤およびフィプロニルの物理化学的特性
系)の中で最も広範に使われる殺虫剤になった(Jeschke についての詳細な情報は、環境動態についての情報とと
and Nauen 2008; Jeschke et al. 2011; Casida and Durkin もに Bonmatin らの研究(2014)から得られる。 2013)。 議論はあるものの、これらの殺虫剤の成功がその浸透
フィプロニルは、フランスの会社ローヌ-­‐‑プーラン ア
性よることはほぼ間違いない。施用方法に関わりなく、
グロ(現在のバイエル クロップサイエンス)が 1985 年か
ネオニコチノイド系殺虫剤は植物の生長点まで含めて植
ら 1987 年にかけて発見・開発し (Tingle et al. 2003)、1993
物体全体に分布し、地上あるいは地中の吸汁性害虫に対
年に市場に出た(Tomlin 2000)。フェニルピラゾール系に
して特に効果的である。フィプロニルも浸透性はさほど
属する化学物質は主に除草効果をもつが、フィプロニル
ではないが、浸透活性を高めるポリマーと共に配合製剤
が強力な殺虫剤であることは特筆すべきである。（訳注：
さ れ る と 浸 透 性 に 作 用 す る (Dieckman et al. 2010a; フェニルピラゾール系殺虫剤にはフィプロニルとエチプ
Dieckman et al. 2010b; Dieckman et al. 2010c)。ネオニコ
ロールがある） チノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、その浸透性の
1980 年代までに多くの害虫は、当時市場に出回ってい
ゆえに「浸透性殺虫剤」と称されるが、カーバメート剤
た有機リン剤やカーバメート剤およびピレスロイド剤に
や有機リン剤の一部も浸透性を有する(Sanchez-­‐‑Bayo et 対し抵抗性を有するようになっていた (Georghiou and al. 2013)。ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニル
Mellon 1983; Denholm et al. 1998; Alyokhin et al. 2008)。
は、理論的には神経系をもたない生物（原生生物、原核
その折ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、
生物や植物など）を標的にしない。これらの非標的生物
農業および都市環境で速やかに受け入れられるいくつか
およびそれらが関与する生態系機能の研究はほとんどな
の主要な特性があると謳われ登場した。すなわち受容体
されていないが、いくつかの研究は好ましくない影響が
への結合効率が無脊椎動物と比較して脊椎動物で低く節
あることを見出した（次章参照）。例えばオーストラリア
足動物への選択的な毒性が示唆されること、高い持続性、
の土壌でフィプロニルを少量施用時と大量施用時で比べ
浸透性、多様な施用方法が可能なこと(とくに種子処理な
ると分解時間が遅く（約４倍に）なった (訳注：フィプ
ど)、高い水溶性、当初魚類や他の脊椎動物への影響が低
ロニルを少量施用時の 20 倍を施用すると、活性代謝産物
いと考えられたこと、などである。 を含めた半減期は 2〜3 倍となった。) ネオニコチノイド系殺虫剤のニコチン性アセチルコリ
ネオニコチノイド系殺虫剤は世界的に 7 種類が市販さ
ン受容体 (nAChR) への結合部位、そしてフィプロニル
れている (Jeschke et al. 2011)。イミダクロプリド、チア
の γ アミノ酪酸 (GABA) 受容体への結合部位は、脊椎動
クロプリド(Bayer CropScience が開発)、クロチアニジン
物の神経系と昆虫の神経系では異なる。一般に脊椎動物
(Bayer CropScience および住友化学)、チアメトキサム
ではネオニコチノイドに高親和性を示す nAChR が少な
(Syngenta)、アセタミプリド(日本曹達)、ニテンピラム(住
いためネオニコチノイドは脊椎動物 (人間を含む)よりも
友化学)、およびジノテフラン(三井化学)である。スルホ
無脊椎動物への毒性が高いと推測される（USEPA 2003a; キサフロル(Zhu et al. 2010)が 8 番目の殺虫剤として最近
Tomizawa and Casida 2003; Tomizawa and Casida 2005; 中国 (Shao et al. 2013b)、アメリカ(Dow Agro Sciences Lie et al. 2010; Van der Sluijs et al. 2013）。同様にフィプロ
2013; USEPA 2013)で市販され始め、欧州食品安全機関
ニルの GABA 受容体への結合は、昆虫で脊椎動物より強
(EFSA)が欧州連合の認可を受けるため検討を始めている
いことが観察された(Cole et al. 1993; Grant et al. 1998; (EFSA 2014)。中国では、新しいネオニコチノイド系殺虫
Hainzl et al. 1998; Ratra and Casida 2001; Ratra et al. 剤、たとえばグアジピル(guadipyr)およびファンヤンリン
2001; Narahashi et al. 2010)。このことによりネオニコチ
（huanyanglin）、が開発され試験されており、近く市販
ノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、散布より種子・
される(Shao et al. 2013b; Shao et al. 2013b)。これらの新し
土壌処理により多く使用されることと相まって農業作業
いネオニコチノイド剤のいくつかはネオニコチノイドの
者にとって比較的安全と考えられた。これらの点は、以
異性体であるシス型ネオニコチノイドで、ニトロ基ある
10 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:5–34 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30 いはシアノ基がトランス型ではなくシス型に配向する。
く な い 影 響 を 及 ぼ す (Balança and de Visscher 1997; よく知られていることだがトランス体とシス体では、そ
Sánchez-­‐‑Bayo and Goka 2006; Maini et al. 2010; Lanzoni の毒性に著しい差がある。600 種以上のシス型ネオニコチ
et al. 2012; Hayasaka et al. 2012a, b; Lu et al. 2012; Fogel ノイドがすでに合成されており、そのうちの 2 つの化合
et 物、パイコンジン(paichongding)とシクロキサプリド
Sanchez-­‐‑Bayo et al. 2013; Van der Sluijs et al. 2013; Lu et （cycloxaprid）(Shao et al. 2013a)は近く中国市場に出回
al. 2014; Fletham et al. 2014; Bonmatin et al. 2014; Pisa et ると思われる。この 2 つの化合物はヨコバイ亜目および
al. 2014)。Pisa ら(2014)は、ネオニコチノイド系殺虫剤お
チョウ目に高い効果がある。シクロキサプリドは、植物
よびフィプロニルの非標的無脊椎動物への望ましくない
内で加水分解によってイミダクロプリドを生成し、徐放
影響に焦点をしぼった報告を行っている。 al. 2013; Goulson 2013; Matsumoto 2013; 的に作用して作物の保護作用を持続させる。これらの浸
透性殺虫剤の分子構造を図 1 に示す。 ネオニコチノイド系殺虫剤は経済的に重要な広範囲の
作物の害虫に効果を示す。たとえばアブラムシ科(アブラ
ムシ、アリマキ)、コナジラミ科(コナジラミ)、ヨコバイ
科(ヨコバイ)、ハムシ科(とくにハムシの幼虫)、コメツキ
ムシ科[ハリガネムシ(コメツキムシの幼虫)]、ウンカ上科
(ウンカ)、コナカイガラムシ科(コナカイガラムシ)、植食
性のダニ類などである(Elbert et al. 2008; Jeschke et al. 2011)。これらのグループ中の数種(たとえばアブラムシ、
アリマキ)はウイルスを感染させるため、ネオニコチノイ
ド系殺虫剤は作物のウイルス性病害の媒介害虫の抑制に
も役立つ。しかし、その広範性が非標的昆虫にも望まし
図 1. 浸透性殺虫剤の一般名と分子
構造
殺虫剤市場の世界的な成長
世界の殺虫剤市場は、1990 年にはカーバメート系、有機
リン系、およびピレスロイド系が支配的だった。2008 年
までに殺虫剤市場の 1/4 はネオニコチノイド系になり
(2010 年には 27％に上昇; Casida and Durkin 2013)ネオニ
コチノイドおよびフィプロニルを合わせると 30％近くに
なり、それに相応して他の殺虫剤類は減少した(Jeschke et al. 2011)。同じ年にイミダクロプリドが世界売上高第一位
の殺虫剤となり、農薬としては売上高第二位で(第一位は
グリホサート (訳者注：除草剤ラウンドアップ®)； 第２章 動向、使用状況、作用機序、および代謝産物 11 Pollack 2011)、120 か国で 140 種を超える作物に登録使用
2011 年に 10 億ドルに達し(Syngenta 2012)、2012 年には
された(Jeschke et al. 2011)。現在ネオニコチノイド系殺虫
11 億ドルに達した(Syngenta 2013)。米国ではクロチアニ
剤は世界的に様々な作物に広く使用されている。 ジンは現在 146 種の農作物に登録され、2009 年から 2011
2009 年の世界のネオニコチノイド系殺虫剤の市場規模
年の間に年間 4,600 万エーカー(1,860 万ヘクタール)の農
は 26.3 億ドルだった(Jeschke et al. 2011)。そのうちイミ
作物に施用され、うち 4,500 万エーカー(1,820 万ヘクター
ダクロプリドが最大比率(41.5%)を占め 10.9 億ドルで、そ
ル)がトウモロコシ（Zea mays）だった(Brassard 2012)。
のほかは市場占有率順にチアメトキサム、クロチアニジ
2011 年の米国でのクロチアニジンの施用は 818 トンと推
ン、アセタミプリド、チアクロプリド、ジノテフラン、
定され 95％がトウモロコシへの施用である。イミダクロ
ニテンピラムが、それぞれ 6.3 億ドル、4.4 億ドル、2.8
プリドは 811 トン(2011)で 60％がダイズとワタへの施用
億ドル、1.1 億ドル、8,000 万ドル、800 万ドルだった。2003
である。チアメトキサムは 578 トン(2011)で、85％がダイ
年から 2009 年にかけてネオニコチノイド各製品の売上げ
ズ、トウモロコシ、ワタに施用された(US Geological は、唯一の例外であるニテンピラムを除いて、それぞれ
Survey 2014)。 1.6 倍から 14.6 倍に上昇し、総売上げは 2.45 倍になった(表
国別あるいは州ごとにネオニコチノイド系殺虫剤およ
1)。 びフィプロニルの施用量に関する毎年の動向の詳細な情
ある推計によると、2008 年にイミダクロプリドは世界
報を得ることはむずかしい。論文審査のある学術専門誌
的に約 5,450 トンの売上があった(Pollack 2011)。別の研
から情報が得られることは稀である。たとえ情報が入手
究では、2010 年にイミダクロプリドは世界的に約 20,000
できたとしても国や州(たとえば英国、スウェーデン、日
トン生産されたと推測した(CCM International 2011)。こ
本、カリフォルニア)ごとに異なった数量(販売量、施用量、
の差は、後者が真の成長を反映しているか、あるいはイ
出荷量など)が用いられるので、動向は分かるが絶対量の
ミダクロプリドが 2006 年に特許期限切れになったため後
比較はむずかしい。国や州ごとのネオニコチノイド系殺
発品が寄与している(Jeschke et al. 2011)、あるいは研究者
虫剤およびフィプロニルの総合的な使用量は、1990 年代
間の分析法の相違、および何を統計に加えたかによって
初期の導入以来右肩上がりである(図 2a-­‐‑d)。販売量、施
異なる(たとえば農業用化学製品や動物用製品などや種
用量、あるいは出荷量は一定レベルに落ち着いてきてい
子処理剤を殺虫剤としたかなど)と考えられる。推定され
るとは言えず、むしろ世界の年間販売量の増大と一致し
た 20,000 トン中、13,620 トンが中国で製造された(CCM て増加し続けている(表 1)(図 3)。 International 2011)。Shao ら(2013b)は、同様に中国では
ネオニコチノイド系殺虫剤の生産量、売上高、および
現在イミダクロプリドが年間推定 14,000 トン製造され、
施用量は今後も伸び続ける可能性がある。それを後押し
8,000 トンが輸出されていると推定した。これらの数字を
する要因として、それら殺虫剤を大量施用する作物面積
考えると、2011 年の CCM International の概算がもっと
の拡大、混合剤の開発(たとえば、ピレスロイドあるいは
も現実に近いかもしれない。 殺菌剤等とネオニコチノイドの混合)、製剤化技術(たとえ
最近になって世界の一部の国や地域では、イミダクロ
ば葉への浸透を促進する Bayer CropScience の Q-­‐‑TEQ 技
プリドはチアメトキサムおよびクロチアニジンに取って
術)、後発品(特許期限切れ製品)の増大(Elbert et al. 2008; 代わられている。世界的なチアメトキサムの売上げは
Jeschke et al. 2011)、あるいは複数の農薬としての特性を
表 1. ネオニコチノイド系殺虫剤の世界年間売上高(単位 100 万米ドル)の成長。2003、2005、2007 年の売上高は、
http://www.agropages.com/BuyersGuide/category/Neonicotinoid-Insecticide-Insight.html から引用。2009 年の売
上高および施用作物数は、（Jeschke et al. 2011）から引用。各製品は、2009 年の売上高順に並べた。
製品
使用作物数
製造者
2003
2005
2007
2009
イミダクロプリド
140
バイエル・クロップ・サイエンス
665
830
840
1091
チアメトキサム
115
シンジェンタ
215
359
455
627
クロチアニジン
40
住友/バイエル・クロップ・サイエンス
＜30
162
365
439
アセタミプリド
60
日本曹達
60
95
130
276
チアクロプリド
50
バイエル・クロップ・サイエンス
＜30
55
80
112
ジノテフラン
35
三井化学
＜30
40
60
79
ニテンピラム
12
住友
45
＜10
＜10
8
12 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:5–34 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30 図 2 A 英国のネオニコチノイド系殺虫剤の 1990 年以降の農業への使用動向。年度ごとの有効成分使用量（トン）
をしめす。http://pusstats.csl.gov.uk/index.cfm より引用。B スウェーデンのネオニコチノイド系殺虫剤の 1998 年
以降の売り上げ動向。年度ごとの有効性分売上げ量(トン)を示す。 Swedish Chemicals Agency, KEMI のデータよ
り引用（Bergkvist 2001）。C 日本国内のネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの 1990 年以降の出荷動向。
年度ごとの有効成分出荷量(トン)を示す。国立環境研究所データベースより引用(Mizuno R 2012)。 D カリフォル
ニア州のネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの 1990 年以降の使用動向。年度ごとの有効成分使用量(ト
ン)を示す（http://www.cdpr.ca.gov/docs/pur/purmain.htm より引用）。同時に年度ごとの総売上量のデータも示す
（http://www.cdpr.ca.gov/docs/mill/nopdsold.htm より引用）
有する化合物の開発(たとえば除草と殺虫両方の作用を
Wang ら(2007)は、ワタアブラムシ(Aphis gossypii)の抵
もつ)などがある。 抗性についてイミダクロプリドとアセタミプリドの相関
多くの害虫は有機リン剤、カーバメート剤、ピレスロ
を明らかにした。Herron and Wilson(2011)はワタアブラ
イド剤、有機塩素剤、昆虫成長調整剤など従来型の殺虫
ムシの 3 種のネオニコチノイド(アセタミプリド、クロチ
剤にすでに抵抗性を示している。ネオニコチノイド系殺
アニジン、チアメトキサム)に対する抵抗性発現の頻度が
虫剤に対しても、20 年近くの施用により抵抗性を示す標
上昇したと報告した。Shi ら(2011)によれば、イミダクロ
的昆虫が出現し始めた(Jeschke et al. 2011)。例えば、オン
プリドと他の 2 種のネオニコチノイド(チアメトキサムと
シツコナジラミ(Trialeurodos vaporariorum)(Karatolos et al. クロチアニジン)との間に交差抵抗性はないが、アセタミ
2010)、タバココナジラミ(Bemisia tabaci)(Prabhaker et al. プリド、ニテンピラムおよびチアクロプリドとは 3.68～
1997; Cahill et al. 1996)、コロラドハムシ(Leptinotarsa 5.79 倍の交差抵抗性を認めた。彼らはイミダクロプリド
decemlineata)(Nauen and Denholm 2005; Szendrei et al. 抵抗性のワタアブラムシにはアセタミプリドおよびチア
2012; Alyokhin et al. 2007)などである。 クロプリドを避けるべきであると結論した。 第２章 動向、使用状況、作用機序、および代謝産物 13 Elbert and Nauen(2000)は、タバココナジラミ(B. tabaci)
のアセタミプリドとチアメトキサムへの高度な交差抵抗
性をバイオアッセイにより明らかにした。野外条件での
イミダクロプリドとチアメトキサムの交差抵抗性も確認
したが、こうした問題は時間的、地域的に限られ、少数
の監視による結果からイミダクロプリドや他のネオニコ
チノイド系殺虫剤への抵抗性を一般化するのは避けるべ
きと結論した。イミダクロプリド、チアメトキサム、ク
ロチアニジン間の交差抵抗性はコロラドハムシ(L. decemlineata)にも現れた(Alyokhin et al. 2007)。 Kavi ら(2014)の最近の研究によれば、フロリダのイエ
バエ(Musca domestica)の遺伝子にはイミダクロプリドへ
の抵抗性対立遺伝子が存在する。イミダクロプリドを選
択すると高度な抵抗性が生じるが、抵抗性は安定せず数
か月で減衰する。イエバエのフィプロニルに対する不完
全優性抵抗性が Abbas ら(2014)によって明らかにされた。 トビイロウンカ(Nilaparvata lugens)のネオニコチノイ
ド系殺虫剤に対する抵抗性が 2003 年にタイにおいて初め
て観察され、以後ベトナム、中国、日本などのアジア各
国でも発見された。この問題により中国東部の米生産量
図 3 ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニル
の売上高(スウェーデン)、国内向け出荷高(日本)、使用
量(カリフォルニア州)、農業使用量(英国)の動向。詳細
は図 2a~d 参照。すべて有効成分使用量／年(トン)。カ
リフォルニア//日本と、英国//スウェーデンとは縦軸(数
字)が分かれていることに注意。
使用状況
の歩留まり損失が増えている。Matsumura ら(2008)は、
セジロウンカ(Sogatella furcifera)のイミダクロプリドとチ
ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの用途は
アメトキサムへの交差抵抗性の存在に疑問の余地がない
次の 4 つの主要な領域に及ぶ：植食性昆虫およびダニ類
ことを明らかにし、東および東南アジアでこの作物害虫
から作物や鑑賞植物を守る植物防疫、ゴキブリ・アリ・
のフィプロニルに対する抵抗性が広範囲に生じているこ
シロアリ・カリバチ・ハエなどの都市型害虫を標的とす
とを示した。Wang ら(2008)および Azzam ら(2011)の研
る駆除、動物への施用(ペットや家畜のノミ、マダニ、畜
究で、ウンカのイミダクロプリド抵抗性が再確認された。
舎のノミなど)、魚の養殖[稲作―アメリカザリガニ
Matsumura and Sanada-­‐‑Morimura (2010)によると、ウン
(Procambarus clarkii) 輪 作 営 農 時 の イ ネ ミ ズ ゾ ウ ム シ
カのネオニコチノイドへの抵抗性は増大している。最近
(Lissorhoptrus oryzophilus)の抑制] (Barbee and Stout 2009; では、Zhang ら(2014)は中国中央部、東部、南部において
Chagnon et al. 2014)。これら 4 領域の相対的な経済的重
トビイロウンカの野外個体群 9 群を調査し、ネオニコチ
要 性 を 示 す 統 計 数 値 は 少 な い が 、 例 を 示 す と 、 Bayer ノイド 2 種に対する抵抗性を 2009 年～2012 年に観測した。
2012 年の 9 群すべてがイミダクロプリドに対して極めて
CropScience(植物保護および殺生物剤の取扱い)の 2010
年 の イ ミ ダ ロ プ リ ド の 売 上 高 は 5.97 億 ユ ー ロ (Bayer 高い抵抗性を示した。イミダクロプリドに対する抵抗性
CropScience 2011)、Bayer Healthcare(動物への適用)は
は 2009 年に比較して 2012 年にはきわめて高くなった。 4.08 億ユーロであった(Bayer Healthcare 2011)。全般的に
野外個体群 9 群中 6 群でニテンピラムに対する抵抗性が
は、農作物、観賞植物、樹木、園芸、苗木場、林業など
2011 年より 2012 年に高くなったことも示された。 への保護がもっとも大きな需要である。 ネオニコチノイド系殺虫剤は、とくに他の系統の殺虫
農業、園芸、養樹、森林管理においてネオニコチノイ
剤への抵抗性を生じた害虫の防除に世界的に大きな経済
ド系殺虫剤およびフィプロニルは、
（葉面）散布、種子浸
的重要性を有する(Jeschke et al. 2011)。しかし適切に管理
漬処理、種子の錠剤化、土壌処理、粒剤散布、苗木浸漬、
されなければ抵抗性を生じ、市場拡大の妨げになるかも
化学溶液灌水、 (土壌) 灌注、畔間散布、樹幹注入、灌漑
しれない。浸透性のあるネオニコチノイド系殺虫剤およ
水との混合、球根侵漬、果樹の枝への塗布などさまざま
びフィプロニルの予防的な使用が害虫個体群への強い圧
な施用方法がある。世界中では、種子および土壌への施
力となり、抵抗性の変化を促進し防除の失敗の原因にな
用がほぼ 60％である(Jeschke et al. 2011)。たとえばヨー
り得る。殺虫剤抵抗性の出現が農作物の生産および安定
ロッパでは、イミダクロプリド、チアメトキサム、クロ
的な食糧供給を脅かすことを考えると、慎重にネオニコ
チアニジン、アセタミプリド、あるいはチアクロプリド
チノイド系殺虫剤を施用すべきことは疑いない。 を含む植物保護用製品が 200 種以上市場に出ている。2012
年では、これらの製品はジャガイモ、イネ、トウモロコ 14 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:5–34 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
シ、テンサイ、穀草類(トウモロコシを含む)、アブラナ、ヒ
マワリ、果樹野菜、ダイズ、観賞用植物、苗木、輸出用種子、
ワタなど広範囲の作物や観賞植物への 1000 種以上の施用が
認可されている(EFSA 2012)。2012 年には、イミダクロプリ
ドとチアメトキサムが、ヨーロッパの認可殺虫剤の中で最大
の割合を占めた（それぞれ 30％以上、25％以上）
。チアクロ
プリドとアセタミプリドはそれぞれ 15％以上で、クロチアニ
ジンは 5％以下であった。野外、温室、または屋内で施用さ
れ、最大は野外での施用で 60％以上である(EFSA 2012)。2012
年にヨーロッパで認可されている野外での施用方法のほぼ
70％は散布で、種子処理は 20％以下、そのほか 20％以下が滴
下灌漑、土壌処理などである。しかし、“認可された用途の割
合”は、“有効成分の総量の割合”ではなく、処理された面積の
大きさ示すものでもないことに留意が必要である。EU では
チアクロプリドとアセタミプリドは散布あるいは土壌処理へ
の使用が認可されている。ヨーロッパでは、種子処理にアセ
タミプリドは使用されず、チアクロプリドが単回使用(トウモ
ロコシ)されている(EFSA 2012)。アジアでは、ネオニコチノ
イド系殺虫剤のおもな大規模な使用は水田および他の作物へ
の散布(Taniguchi et al. 2012)、粒剤散布(Thuyet et al. 2011,
2012)、および種子コーティングである。
農作物保護に群を抜いて大量に使用されるのは、予防的種
子コーティングである。種子コーティングとは、農作物の減
産をもたらす標的害虫に対する事前の処理である。種子コー
ティングされた有効成分が、発芽および生育時に根から取込
まれ、作物のすべての部分に移行し、摂食しようとする昆虫
に対して毒性を発揮する(Van der Sluijs et al. 2013)。殺虫剤に
よる作物種子コーティングの世界市場は 1990 年～2008 年に
劇的に成長し(6 倍以上)、総価格は 10 億ユーロに迫った
(Jeschke et al. 2011)。この成長のほとんどすべてがネオニコチ
ノイドにより処理された種子で、ネオニコチノイド向きの施
用法だったからである(Elbert et al. 2008)。たとえば英国では、
2012 年に使用されたネオニコチノイド 87.2 トン中 75.6 トン
が種子処理に使われた。種子処理に用いられた殺虫剤重量の
93％がネオニコチノイドだった(図 4)。
同様に北米でこれらの化合物を最もたくさん使用するのは、
多くの一年生作物の種子処理である。トウモロコシの単回施
用が最大である―実際、食料、飼料、バイオエタノール製造
のためのトウモロコシ作が、北米の耕作可能な土地への単回
施用の最大のものである。トウモロコシの種子や萌芽苗の病
気、害虫の管理は、もっぱら予防的に使用されるネオニコチ
ノイドによる種子処理を含めた農薬“カクテル”によって達成
される。1 粒のコーティングされたトウモロコシの種子は、
通常 1,500～4,500 ppm(種子 1 粒あたり 0.5～1.5 mg)の殺虫剤
でコーティングされている。浸透性で長期持続性の高濃度施
用は、発芽直後の芽を土壌内の害虫から守るだけでなく、播
種後 1 週間から数週間後に現れる西洋トウモロコシネクイハ
図 4 英国での 1990 年以降の殺虫剤の農業使用のうち種
子処理の動向。棒グラフ：ネオニコチノイド系殺虫剤有
効成分使用量／年(トン)、実線：種子処理用殺虫剤の総使
用量。http://pusstats.csl.gov.uk/index.cfm のデータより
引用
ムシ（ウリハムシの一種(Diabrotica virgifera virgifera)の幼虫：
ウエスタン・コーン・ルートワーム）の抑制にもいくらかの
効果がある(van Rozen and Ester 2010)。
米国のトウモロコシの作付け面積は、2013 年に 9,600 万エ
ーカー(3,880 万ヘクタール)とかつてないレベルになった
(USDA-NASS 2013)。2014 年にはさらに増加が予想され、以
後も増え続けると予想される。北米で播種される種子のほと
んどすべてはネオニコチノイド系殺虫剤でコーティングされ
ている(唯一の例外は総面積の 0.2％にあたる有機栽培である
USDA-NASS 2013)。使用されるおもな 2 種はクロチアニジン
およびチアメトキサムであり、後者は昆虫、その他の動物、
植物、土壌中で代謝されてクロチアニジンとなる(Nauen et al.
2003)。トウモロコシが単回施用として最大であるが、他の作
付面積の広い作物はダイズ(3,140 万ヘクタール)、コムギ
(2,300 万ヘクタール)、ワタ(420 万ヘクタール)などであり、
使用された面積で言えばこの系統の殺虫剤が米国史上もっと
も広範囲の使用ということになる(USDA-NASS 2013)。
ネオニコチノイドによる種子処理は先進国では、害虫の圧
力や圃場の耕作歴に関わらず、通常大部分の穀物や油糧作物
に施用されている。無処理の種子は購入することが難しい。
事実北米で栽培される作物の大部分(特にトウモロコシ)では、
ネオニコチノイド処理なしの代替種子を生産者が市場で手に
入れるのは簡単ではない。なぜなら生産者が後に作物保険金
を請求することになった場合、作付け時に認定された一般に
認められた作業基準 (accepted standard practices)を順守し
たと文書で証明しなければならず、作業基準から著しく離れ
た種子を要請すること自体かなりの危険性があるからである。
この事実は、ある農地で非処理の種子から育てようとする生
第２章 動向、使用状況、作用機序、および代謝産物 15
産者の意欲をくじくことになる。いくつかの効果試験では、
かあるいは存在するにしても種子処理が有効性を発揮するに
ネオニコチノイド施用によって害虫個体群密度、落葉、およ
は程遠いほど少ない。
び作物の障害が減衰したことが示された(例、Maiwnfisch et
ネオニコチノイド系殺虫剤の予防的使用に代わる手段は
al. 2001b; Kuhar et al. 2002; Nault et al. 2004; Koch et al. 2005)。
Furlan と Kreutzweiser(2014)が提唱している手段を含め、ネ
害虫防除なしの場合に比較して、作物生産高が増大したこと
オニコチノイドへの昆虫やその他の節足動物の抵抗性発現の
が示された(Jeshke et al. 2013 の文献参照)。
危険(前述)を最小限にし全般的な費用を減らすかもしれない。
しかし、ネオニコチノイドが標的にする害虫は、全般的に
発生頻度が低く散発的であまり重要でない害虫であるため、
害虫防御が必ずしも有益とは限らない。Stevens と
無脊椎動物における作用機序
Jenkins(2014)による研究では、論文審査のある学術専門誌の
論文を調べたところ 19 件中 11 件で有益性について矛盾点が
ネオニコチノイドは、ニコチン性アセチルコリン受容体
あり、残る 8 件ではまったく有益性がなかった。標的害虫の
(nAChR)の作動剤として作用し、陽イオンチャネルを開口す
性質を考慮に入れると、この結果は驚くべきことではない。
る物質であると考えられる(Casida and Durkin 2013)。
当然ながらあまり重要でない害虫は存在しないことが多く、
電位依存性カルシウムチャネル(Jepson et al. 2006)もその殺
あるいは存在していても経済的に問題になるレベルではない。
虫活性に関係している(Liu et al. 1995; Orr et al. 1997;
しかし問題になる場合もあり得るので、生産者に害虫防除の
Nishimura et al. 1998; Tomizawa and Casida 2001, 2003,
選択肢があることは非常に重要なことである。害虫防除には
2005)。昆虫と哺乳類の nAChR サブユニットの性質および構
様々な選択肢がある。二次的な害虫の防除についてはかなり
造の相違は、節足動物に対するネオニコチノイドの高い選択
しっかりした知見があり、輪作などの農業生産方式は多くの
性、および脊椎動物に対する比較的低いとされる毒性をある
事例でネオニコチノイドの必要性を劇的に減らした(Apenet
程度説明する(Nauen et al. 1999; Lansdell and Millar 2000;
2009, 2010, 2011)。実際、ネオニコチノイドの予防的使用の費
Matsuda et al. 2001; Tomizawa and Casida 2003, 2005)。電気
用対効果は、過去でも現在でも疑問視されている(Maini et al.
生理学研究では、ネオニコチノイドの頭部膜画分への結合性
2010; Stevens and Jenkins 2014)。ネオニコチノイド使用が生
は強く、
その作動活性および殺虫活性とよく正の相関を示す。
産高あるいは経済的利益の増大につながらないことはいくつ
このことは、ネオニコチノイドの受容体との結合によって誘
かの研究で示されており、ネオニコチノイド系殺虫剤の広範
導された nAChR のチャネル開口が殺虫活性につながること
囲な予防的使用が得策かどうか疑問が生じている(Apenet
を示唆する(Nishimura et al. 1998; Nishiwaki et al. 2003)。そ
2011; Mole et al. 2013; Stokstad 2013)。
Macfadyen ら(2014)は、
の結果、ネオニコチノイドの作動剤作用が神経細胞膜の連続
イミダクロプリド処理の種子はアブラナの生産高を増加させ
的興奮を誘発し、放電を引き起こし麻痺と細胞エネルギー消
る傾向があるが、コムギではそうではないことを示した。同
耗をもたらす。この結合能力は、固有の分子配座によっても
様に、Royer ら(2005)はイミダクロプリド処理の種子はコム
たらされる(Tomizawa and Casida 2011)。しかし、この配座
ギの生産高が増大する場合もあるが、必ずしも経済的利益の
と受容体との相互作用は、異なった化学置換基および検討す
増大をもたらすものではないと結論した。ネオニコチノイド
る種により違ってくる(Honda et al. 2006)。さらに加えて、昆
系殺虫剤によるダイズ種子処理の 2 年間の実験では生産高の
虫 nAChR のネオニコチノイドに対する感受性は、イミダク
増大は認められなかった(Seagraves and Lundgren 2012)。De
ロプリドで見られたようにリン酸化反応機構によって変わる
Freitas Bueno ら(2011)は他の害虫防除方法と比較して、ダイ
可能性もあり(Salgado and Saar 2004)、殺虫活性の変動にも
ズへのネオニコチノイドによる予防的使用による生産高の増
つながる。このように、イミダクロプリドは選択的にニコチ
大はみられなかったと結論した。Johnson ら(2009)は、イミダ
ン性脱感作電流を抑制し、同時にある種の nAChR サブタイ
クロプリド処理の種子はダイズの生産高を増大させたが、イ
プの選択的脱感作をみせる(Oliveira et al. 2011)。このことは
ミダクロプリド処理の作物による経済的利益は総合的害虫管
ある種の nAChR サブタイプの選択的脱感作がイミダクロプ
理(integrated pest management program)による作物ほど高
リドの殺虫活性の主要因である可能性を意味する。
くなかったと結論した。カリフォルニアの柑橘畑では、イミ
ネオニコチノイドの結合部位、認識サブサイト、およびト
ダクロプリド処理はカイガラムシあるいはダニ類による被害
キシコフォア (訳注：toxicophore、毒性発現に関与すると想
を抑制するには効果がないか、かろうじて効果が認められる
定される部分の分子構造)の特性は徹底的に評価研究されて
だけで、天敵が殺虫剤によって抑えられるため柑橘類の収穫
きた(Hasegawa et al. 1999; Kagabu et al. 2002; Kanne et al.
による利益は生長抑制剤を含めた他の害虫管理の選択肢によ
2005; Matsuda et al. 2005; Kagabu 2008; Kagabu et al. 2008;
る利益より少なかった(Grafton-Cardwell et al. 2008)。総合的
Kagabu et al. 2009)。光親和性標識化は、ネオニコチノイドと
にみればネオニコチノイドによる種子処理の利用量は実際の
nAChR あるいはアセチルコリン結合タンパク質(AChBP)の
必要量から大幅に外れており、多くの場合害虫は存在しない
間の分子相互作用に関わるアミノ酸の同定を可能にした
16 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:5–34 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
(Tomizawa and Casida 1997; Kagabu et al. 2000; Tomizawa
代謝産物の項参照)]によって誘発される電流の薬理学的実験
et al. 2001a; Tomizawa et al. 2001b; Zhang et al. 2002, 2003;
が行われなかった、(3) スキャッチャード解析がなされてお
Tomizawa et al. 2007; Tomizawa et al. 2008; Tomizawa and
らず、受容体結合の相互作用の解析が提示されていない、(4)
Casida 2009)。同一の結合ポケットで、2 種のきわめて異なっ
置換実験がミクロモルではなくナノモル濃度で行われたため、
た相互作用がネオニコチノイドの認識を行っているように解
高・低親和性標的の二重の特徴が示されなかった、である。
釈される。ネオニコチノイドのトキシコフォアは電気的に陰
馴化現象へのイミダクロプリドとその代謝物、5-ヒドロキシ
性であり、ニコチノイドの陽イオントキシコフォア(ニコチン、
イミダクロプリドおよびオレフィン誘導体の影響についての
エピバチジン、デスニトロイミダクロプリド)は電気的に陽性
研究により、ミツバチの発生時に特異的に発現される 2 種の
であることから、両者は結合部位で正反対の方向を向き得る
受容体の特性が明らかになった(Guez et al. 2001; Guez et al.
(Tomizawa et al, 2003; Tomizawa and Casida 2009)。
2003)。
ネオニコチノイドは、様々な昆虫類の神経組織の膜の複数
イミダクロプリドの標的部位が 2 つの型発現することで、
の部位に結合するようである。ワモンゴキブリ(Periplaneta
ハチに対してイミダクロプリドが低用量および極少量の曝露
americana)は、α-ブンガロトキシン（α-BgTx）というニコチ
で異なる毒性を示すことを説明できるかもしれないことが、
ン受容体作動剤と耐性がある(訳注: ほとんど反応しない)受
モモアカアブラムシ(Myzus persicae)で実証された。[3H]-イミ
容体を 2 種類持つ。nAChR 1 型はイミダクプリドに感受性が
ダクロプリドの飽和結合は、解離定数(Kd) 0.14 nM の高親和
あり、nAChR 2 型は感受性がない。したがって、イミダクロ
性結合部位と Kd 12.6 nM の低親和性結合部位があり、その
プリドは nAChR 1 型には作用があるが、nAChR 2 型に作用
薬理は nAChR のそれに類似している(Lind et al. 1998)。他の
がない。ニコチン、アセタミプリド、クロチアニジンは同 2
研究でも同様の解離定数 0.6 および 7.2 nM が得られ、これ
型に作用する(Bordereau-Dubois et al. 2012; Calas-List et al.
らの結論を確認した(Wiesner and Kayser 2000)。さらに、ミ
2013)。
ツバチおよびタバコスズメガ(Manduca sexta)の高親和性結合
ネオニコチノイド第一世代には、ニテンピラム、イミダク
部位の薬理は、α-BgTx 結合部位のそれと同様であった(Lind
ロプリド、アセタミプリド、チアクロプリドが含まれる。イ
et al. 1999)。イミダクロプリドの二つの結合部位の存在は、
ミダクロプリドとその代謝物はハチ類に極めて毒性が強い
トビイロウンカ(N. lugens)で確認された(Li et al. 2010)。[3H]-
(Suchail et al. 2000, 2001)。イミダクロプリドは、セイヨウミ
イミダクロプリドに 2 つの結合部位があることは、親和性の
ツバチ(Apis mellifera)の嗅覚学習など脳の高次機能過程に関
違い(Kd=3.5 pM、Kd=1.5 nM)とサブユニット結合の組み合わ
与するキノコ体のケニヨン（Kenyon）細胞の nAChR に半作
せの違い(低親和性 nAChR ではα1、α2、 β1、高親和性
動剤のようにふるまう((Déglise et al. 2002)。しかし触覚葉の
nAChR ではα3、α8、β1)により示された。この事実はマメ
神経細胞（訳注：ケニヨン細胞と同じく嗅覚学習に関与する
アブラムシ(Aphis craccivora)およびトノサマバッタ(Locusta
脳の部分の細胞）では、nAChR の薬理学的特性と分子構成
migratoria)でも観察されており、昆虫における複数の結合部
は Kenyon 細胞と異なっている(Barbara et al. 2008; Dupuis
位の存在はネオニコチノイドに比較的共通する特徴であると
et al. 2011)。触覚葉の神経細胞には緩徐型脱感作を示すタイ
考えられる(Wiesner and Kayser 2000)。
プ I nAChR 電流と高速型脱感作を示すタイプ II 電流がみら
ニコチンやイミダクロプリド、あるいは他のネオニコチノ
れ、少なくとも 2 種の異なった型の nAChR の存在が強く示
イド系殺虫剤は、アセチルコリンとは異なりアセチルコリン
唆される。イミダクロプリドおよびその代謝産物への親和性
エステラーゼにより不活性化されず、そのためそれらの
が異なる 2 つの型の受容体があることはセイヨウミツバチに
nAChR に対する作用が長く続く(Thany 2010)。さらに神経細
対する急性および慢性曝露後の複雑な毒性の全体像から予想
胞の解毒機構が弱いため、それなりのレベルでの作用が継続
されていた(Suchail et al. 2001)。それは死亡率および繁殖への
すると考えられる(Casida and Durkin 2013)。6-クロロニコチ
亜致死的影響の両方にみられ、最近キイロショウジョウバエ
ン酸(6-CNA)は、クロロピリジニル系ネオニコチノイドに共
(Drosophila melanogaster)の野外での濃度よりはるかに低い濃
通する代謝産物である(Ford and Casida 2008; Casida 2011)。
度のイミダクロプリド長期曝露で実証された(Charpentier et
これらの代謝産物のいくつかはハチに対して毒性が強く、長
al. 2014)。イミダクロプリドおよびその代謝産物に別の生物
期曝露で高い死亡率を示すことが証明された(Suchail et al.
学的標的がないことを示すために計画された研究(Nauen et
2001)。従って、6-CNA によるミツバチに対する危険性は、
al. 2001)は、以下の理由で結論に至らなかった。(1)[3H]-イミ
イミダクロプリド、チアクロプリド、アセタミプリド、ニテ
ダクロプリドの結合はナノモル濃度で生じるが、一方ではイ
ンピラムの使用においても共通する危険性とも考えられる。
オン電流はミクロモル濃度(30 μM)で誘発される、(2)イミダ
これらの特性は、ネオニコチノイド系殺虫剤、たとえばチア
クロプリド、5-ヒドロキシイミダクロプリドおよびオレフィ
クロプリド、イミダクロプリドなどで観察されている遅延性
ン誘導体[イミダクロプリドの二つの重要な代謝産物(詳細は
致死や慢性致死の原因であるかもしれない(Suchail et al.
第２章 動向、使用状況、作用機序、および代謝産物 17
2001; Beketov and Liess 2008; Tennekes and Sánchez-Bayo
作用は、ゴキブリに対するチアクロプリドおよび代謝物でも
2011; Roessink et al. 2013)。
報告されている(Kagabu et al. 2008)。ジノテフランとその代
イミダクロプリドは、遺伝子組み換えされたストレス耐性
謝物の殺虫活性は、神経興奮作用よりも神経遮断作用により
植物の成長を害虫が存在しない場合も刺激し作物生産高の増
良好に相関しており、他のネオニコチノイドでも観察されて
大に寄与する。結果として処理植物は干ばつのような非生物
いる特徴である(Kagabu et al. 2008)。ニトログアニジンとテ
的ストレス要因にうまく反応する(Tielert et al. 2006)。代謝産
トラヒドロ-3-フリルメチル部分はジノテフランの殺虫活性
物 6-CNA は、植物病害に対する独自の防御を誘発して生理
に重要である(Wakita et al. 2004a; Wakita et al.2004b; Wakita
的変化をもたらすことができると示唆されている。それ故イ
2010)。しかし、イミダクロプリドやアセタミプリドと比較す
ミダクロプリドは、アセタミプリド、チアクロプリド、およ
るとジノテフランは、電流振幅および濃度依存性の観点から
びニテンピラムと共にいわゆるストレスシールド TM 技術
より効果的に脱分極電流を誘導する（ため興奮作用が目立た
（Stress ShieldTM Technology）に含まれている(Bayer 2006)。
ない）と解釈される(Le Questel et al. 2011)。
ネオニコチノイド第二世代のチアメトキサム(Maienfisch
スルホキサフロルは第四世代ネオニコチノイドで、広範な
et al. 2001a)は、第一世代のネオニコチノイドとは異なる作用
吸汁性昆虫に対して高い殺虫活性を示す(Babcock et al. 2011)。
のしかたをする(Nauen et al. 2003; Tan et al. 2007; Benzidane
スルホキサフロルは nAChR に作用するのでこれもネオニコ
et al. 2010)。チアメトキサムは昆虫 nAChR に対する弱い作動
チノイドの 1 つと考えらる。ネオニコチノイドに対する抵抗
剤である。しかし(ゴキブリの)尾角の求心性シナプスおよび
性を管理するために殺虫剤の輪番の可能性を考える場合、こ
巨大介在神経細胞シナプスでは完全な作動剤で(Thany 2011)
のことを考慮に入れる必要がある(Cutler et al. 2013)。nAChR
強力な脱分極を誘導し、その脱分極はムスカリン性アセチル
との相互作用の性格は、スルホキサフロルと他のネオニコチ
コリン受容体（mAChR）の拮抗剤であるアトロピンによっ
ノイドでは異なっている(Sparks et al. 2013)。スルホキサフロ
て部分的に減弱する。このことは、チアメトキサムが nAChR
ルは、アフリカツメガエル(Xenopus laevis)の卵母細胞で発現
および mAChR の両方に結合できることを示唆する(Lapied
させたキイロショウジョウバエ(D. melanogaster) α4 nAChR
et al. 1990)。代謝によって N-デスメチル化されたチアメトキ
サブユニットとニワトリβ2nAChR サブユニットのの混成物
サム(TMX-dm)は、[3H]-イミダクロプリドの結合部位への親
に高振幅の電位を生じる(Watson et al. 2011)。スルホキサフ
和性の増強をもたらす(Wiesner and Kayser 2000)。TMX-dm
ロルによって生じる電流の最大値(Imax)は、イミダクプリド、
はチョウ目の幼虫では生じないが、哺乳類や昆虫では産生さ
アセタミプリド、チアクロプリド、ニテンピラムなどにより
れる(Nauen et al. 2003; Ford and Casida 2006b)。TMX-dm は
生じる Imax よりはるかに大きい。対照的にスルホキサフロル
昆虫の nAChR と相互作用を起こし、殺虫剤としてはチアメ
は、モモアカアブラムシ(M. pertsicae)膜画分から[3H]-イミダ
トキサムの約 1/25 の効果しかない(Nauen et al. 2003) が市販
クプリドを追い出すような親和性は弱い。ナナフシ(ナナフシ
されている。チアメトキサムの代謝産物クロチアニジンは殺
目)の神経細胞では、スルホキサフロルは高速脱感作電流
虫活性を示す(Nauen et al. 2003)。クロチアニジンはイミダク
IACh1H および低速脱感作成分である IACh2H と IACh2L を強力に脱
ロプリド感受性の nAChR1 型およびイミダクロプリド非感
感作する(Oliveira et al. 2011)。これらの研究はスルホキサフ
受性の nAChR2 型に作用する(Thany 2009, 2011)。神経生理
ロルおよび他のスルホキシミンの作用が、イミダクロプリド
学、行動実験、および化学分析などの研究によると、ゴキブ
の作用と同様に受容体脱感作、受容体選択性、低および高濃
リの自発運動に対するチアメトキサムの影響は、その代謝産
度での分化作用、およびおそらくは長期曝露後の受容体脱感
物であるクロチアニジンの出現と密接な関係があることが判
作に関与していることを明示する。加えて Dα1 および Dβ
明した(Benzidane et al. 2010)。これら二つは環境マトリック
2-nAChR サブユニットに変異のあるキイロショウジョウバ
スにおいてしばしば同時に存在し(Bonmatin et al. 2014)、そ
エあるいは抵抗性タバココナジラミを用いた実験では、スル
のためこれらの毒性作用は強化される。
ホキサフロルのイミダクロプリドあるいはスピノサド(スピ
ネオニコチノイド第三世代のジノテフラン(Wakita et al.
ノシンなどの殺虫活性成分を含む 2 種の発酵放線菌
2003)は、昆虫 nAChR と相互作用する(Mori et al. 2002;
Saccharopolyspora 由来： Perry et al. 2012; Longhurst et al.
Kiriyama et al. 2003)。解離定数 13.7 nM を示す高親和性結合
2013)との交差抵抗性は、スルホキサフロルが他のネオニコチ
部位が、ワモンゴキブリ(P. americana)の神経索膜画分中で明
ノイドと共通の標的として nAChR を有するにもかかわらず
らかにされた(Miyagi et al. 2006)。とはいえ、スキャッチャー
存在しない。
ド解析は二つの結合部位の存在を示唆する。ジノテフランは
シス型ネオニコチノイドのシクロキサプリドも第 4 世代で
神経興奮作用を示す可能性があるが、イミダクロプリドの作
あるが、最近開発されたばかりのためその薬理研究はあまり
用より低く、クロチアニジンのそれと同等であり、神経遮断
進んでいない。イエバエでは、[3H]-シクロキサプリドは頭部
作用はイミダクロプリドと同等でクロチアニジンよりわずか
膜画分と Kd 値 28 nM で結合する(Shao et al. 2013b)。配位子
に高い(Kiriyama and Nishimura 2002)。このような神経遮断
置換研究では、シクロキサプリドの代謝産物[3H]-ニトロメチ
18 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:5–34 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
ルイミダゾール(NMI)は、イエバエ、ミツバチ、マウス(Mus
に対する GABA 受容体感受性を調節するためと示唆される
musculus)の脳膜に対して、シクロキサプリドより、それぞれ
(Casida and Quistad 2004)。フィプロニル誘導体は、フィプ
19、15、41 倍も効力が高い。
ロニルより天然型 GABAA 受容体に高い親和性を示し、IC50
ネオニコチノイドは nAChR への作動剤作用により昆虫に
値は誘導体で 237±45～343±49 nM、
フィプロニルで 2,470±370
脱分極電流を誘導する。しかし前述の如くネオニコチノイド
nM である(Ratra et al. 2001)。フィプロニルは nAChR とネオ
は、その作動剤作用および神経興奮活性とは逆に、チアクロ
ニコチノイド系殺虫剤よりも低い親和性で相互作用する
プリドとその誘導体にみられるような神経遮断作用もある
(Barbara et al. 2005)。
(Kagabu et al. 2008; Toshima et al 2008)。ニワトリの神経筋接
合部の研究で、イミダクロプリドが筋細胞の nAChR への拮
抗剤であることが強く示唆された(Seifert and Stollberg 2005)。
代謝産物
トビイロウンカ(N. lugens)では、N1α1 サブユニットの Y151S
変異はイミダクロプリドへの抵抗性に関与しているが、アセ
上市されている主な 7 種のネオニコチノイド系殺虫剤の代謝
チルコリンの作用にはほとんど影響しなかった(Liu et al.
は二相に分けられる。チトクロム P450 に大きく影響される
2005; Liu et al. 2006)。線虫の一種(Caenorhabditis elegans)の
第 I 相代謝には、脱メチル化、ニトロ基還元、シアノ基加水
Y151 に相当する部位にみられるようなセリンではなくメチ
分解、イミダゾリジンおよびチアゾリジンのオレフィン形成
オニンによるチロシンの置換(Y151M 変異)は、イミダクロプ
を伴うヒドロキシル化、開環を伴うオキサジアジンのヒドロ
リドが拮抗剤として作用し N1α1/β2 nAChR をもたらす
キシル化、およびクロロピリジニルとクロロチアゾリルの脱
(Zhang et al. 2008)。このことは、サブユニット配列のごく微
塩素化などの反応がある(Ford and Casida 2008; Casida 2011)。
妙な相違が、ネオニコチノイドへの nAChR 抵抗性の有無、
いくつかのネオニコチノイドでは、細胞質アルデヒドオキシ
あるいはネオニコチノイドが nACh R の作用が作動剤か拮抗
ダーゼがチトクロム P450 と共に哺乳類のニトロ基還元に関
剤かを決めることを示す。
与している(Dick et al. 2005; Casida 2011)。第 I 相代謝産物は
フィプロニルは、ピレスロイド系殺虫剤と同様に抑制系の
小型哺乳類および植物で見つかっている(Chen et al. 2005;
神経系に作用して殺虫活性を現す。フィプロニルは GABA 受
Casida 2011)。第 II 相代謝は主に抱合体の形成で、植物と動
容体(Tingle et al. 2003)および塩素チャネルと共役するグルタ
物では異なる(Ford and Casida 2008; Casida 2011)。代謝産物
ミン酸受容体と結合する(Barbara et al. 2005)。それによりフ
のいくつかは複数のネオニコチノイドに共通だが、その他は
ィプロニルは抑制系受容体を遮断し神経系の興奮をもたらす。
化合物ごとに特異的である(Schulz-Jander and Casida 2002;
フィプロニルはシナプス結合部に神経伝達物質(GABA)を蓄
Ford and Casida 2006a, 2008; Shi et al. 2009; Casida 2011)。
積させ神経過興奮をもたらす。フィプロニルの作用機序は拮
植物はネオニコチノイドに対して非常に高い代謝活性を示
抗剤で、ネオニコチノイド系殺虫剤の作用機序が作動剤であ
し、植物の死まであるいは、少なくとも植物が収穫され人間
るのと異なる。グルタミン酸受容体は昆虫に特異的なタイプ
あるいは繁殖動物に食べられるまで種々の代謝産物が出現す
のもので、これがフィプロニルが脊椎動物よりも無脊椎動物
る(Laurent and Rathahao 2003; Greatti et al. 2006; Ford and
により効果的である理由である(Narahashi et al. 2007)。さら
Casida 2008; Karmakar et al. 2009; Karmakar and
にフィプロニルは、脊椎動物の受容体への親和性が低いよう
Kulshrestha 2009)。そのためネオニコチノイドは代謝産物に
である(Grant et al. 1998)。フィプロニルはヒトよりも昆虫に
より害虫とくにアブラムシのような吸汁性害虫に対し長期間
対する選択性が高く、親和定数[KI=IC50/(1+[L]/Kd)]は、イエ
効果を発揮する(Nauen et al. 1998)。表 2 および 3 にネオニコ
バエ GABAA 受容体で 4 nM、ヒト GABAA で 2,169 nM であ
チノイドおよびフィプロニルそれぞれの代謝産物を示す。
る(Ratra and Casida 2001)。とはいえ、選択性や感受性はヒト
GABAA 受容体のサブユニット組成によって変化する。
チアメトキサム、クロチアニジン、ジノテフラン
4-[ H]エチニルビシクロオルトベンゾエート([ H]-EBOB)の
3
3
GABA 受容体への結合競合試験が、異なるサブユニット組成
動物
の GABA 受容体に対するフィプロニルの相対的親和性を比
較するために行われた(Ratra et al. 2001)。フィプロニルは β3
チアメトキサム(TMX)の代謝はクロチアニジン(CLO)の代謝
受容体への選択性が高いが、[半数阻害濃度(IC50)=2.4±0.3 nM;
と密接な関係がある。そのためチアメトキサムはクロチアニ
KI=1.8 nM]、天然型 GABAA 受容体への選択性は低い
ジンと共通の代謝産物と TMX に特異的な代謝産物を産生す
(IC50=2,470±370 nM; KI=2,160 nM)。天然型 GABAA 受容体が
る(Ford and Casida 2006a)。チアメトキサムの主な代謝経路
β3 受容体よりもフィプロニルへの親和性が低いということ
には化合物のオキサジアジナン部分におけるヒドロキシル化
は、ヒト GABAA 受容体の他のサブユニットがフィプロニル
が関わり、開環を伴い、哺乳類、昆虫、および植物において
第２章 動向、使用状況、作用機序、および代謝産物 19
主な中間体であるクロチアニジンの産生に至る(Nauen et al.
キサムおよびクロチアニジンと同様、ジノテフラン(以下
2003; Ford and Casida 2006a; Karmakar et al. 2009; Casida
DIN)の哺乳類における主要な代謝経路は、N-脱メチル化、ニ
2011)。TMX と CLO の他の代謝経路は N-脱メチル化および
トロ基還元、およびアミン開裂を伴う N-メチレン-ヒドロキ
ニトロ基還元反応で(Ford and Casida 2006a; Casida 2011;
シル化である(Ford and Casida 2006a; Casida 2011)。DIN の
Kim et al. 2012)、N-デスメチルチアメトキサム（TMX-dm）
代謝産物には TMX、CLO と共通のものがある(NG-E、NG-F、
および N-デスメチルクロチアニジン（CLO-dm）を生じ、さ
その他の NG 化合物)(FAO dinotefuran)。ジノテフランの代
らにそれらの N-ニトロソ誘導体（TMX-dm-NNO、
謝は、クロチアニジンおよびチアメトキサムと比べヒドロキ
CLO-dm-NNO）あるいは N-アミノグアニジン誘導体
シル化およびテトラヒドロフラニル部分の代謝が速やかなと
（TMX-dm-NNH2、CLO-dm-NNH2）に至る。これら 2 つ
ころが異なる。ジノテフランの薬物動態の特徴として、迅速
の代謝産物（TMX-dm および CLO-dm）は親化合物と同等
な代謝と排泄があり、DIN の極性の高さとヒドロフラニル残
の毒性を有し、nAChR への結合親和性も同等である(Chen et
基の代謝が早いことと関連しているようである。結果として
al. 2005; Ford and Casida 2006a)。実際 TMX-dm は、殺虫剤
ジノテフランの代謝産物は、TMX や CLO の代謝産物と似た
イミダクロプリドとほとんど同じ活性をもつ(Karmakar et al.
構造のもの(DIN-dm、DIN-NNO、DIN-dm-NNO、
2009)。しかしニトロ基還元による代謝産物の昆虫と哺乳類へ
DIN-NNH2、DIN-dm-NNH2、DIN-NH、DIN-dm-NH)と
の相対的毒性は、昆虫には解毒化、哺乳類には生体内活性化
尿素誘導体（DIN 尿素）を生じる。ピルビン酸付加による第
の機序により逆転する(Kanne et al. 2005; Honda et al. 2006;
II 相反応によりメチルトリアジノン(DIN-tri、DIN-de-tri)を
Casida 2011)。
生じる(Ford and Casida 2006a; Casida 2011)。チアメトキサム
チアメトキサムは、ハツカネズミ（マウス、M. musculus)
とクロチアニジンですでに観察されたように、ニトロ基還元
の肝臓に発がん性があることが判明した(Green et al. 2005a,
経路により昆虫選択性から脊椎動物選択性作用に変化する
b; Tomizawa and Casida 2005)。Green ら(2005a, b)は、
(Kanne et al. 2005; Honda et al. 2006; Casida 2011)。
TMX-dm が肝毒性物質かもしれないことを示した。このこと
テトラヒドロフラン類は、2、5、4 位でのヒドロキシル化、
は初期の考えに反しネオニコチノイドがヒトを含む脊椎動物
開環、N-アセチル化、N-脱メチル化、あるいはニトロ基還元
の健康に相当な影響を及ぼすかもしれないことを示唆する。
を含む代謝を受ける(Ford and Casida 2006a)。
しかしこのような影響についての詳細な考察は、本文書が検
DIN の代謝産物のほとんどすべては、マウスやラットなど
討すべき範囲を超える。
の小型哺乳類だけでなくイヌやニワトリでも観察されている
代謝経路のさらなる段階として、ニトログアニジン（NG）
(Ford and Casida 2006a; USEPA 2003c; USEPA 2004b)。テト
残基およびクロロチアゾリルメチル（CTM）残基を有する多
ラヒドロフラン環の加水分解で、1-[4-ヒドロキシ-2-(ヒドロキ
様な第 I 相代謝産物(N-メチレンおよび C-メチレン化)、また
シメチル)ブチル]-3-メチル-2-ニトログアニジン(446-DO)が
は酸化による尿素誘導体(TMX-尿素、TMX-dm-尿素、CLO-
生成することも報告されている(FAO dinotefuran)。
尿素、CLO-dm-尿素)、または第 II 相代謝産物としてピルビ
ン酸付加によるメチルトリアジノン類(TMX-dm-tri、CLO-tri、
植物
CLO-dm-tri)生成がある(Chen et al. 2005; Ford and Casida
2006a)。
植物におけるクロチアニジンの代謝は、トウモロコシ、テン
すべての CTM 開裂生成物は、チアメトキサムとクロチア
サイ、飼料用ビート、リンゴ、トマトなどを含む様々な作物
ニジンに共通だが、NG 開裂生成物でこの二つの殺虫剤に共
で評価された(EFSA 2010)。またチアメトキサムの代謝は、ト
通するものは少ない[メチルニトログアニジン(NG-E)、メチ
ウモロコシ、イネ、セイヨウナシ、キュウリ、レタス、ジャ
ルグアニジン(NG-F)、および他の NG 化合物である](Yokota
ガイモで評価された(FAO thiamethoxam)。チアメトキサムお
et al. 2003; Ford and Casida 2006a; Kim et al. 2012)。その他の
よびクロチアニジンが代謝産物に転換するために重要な植物
NG 代謝産物はチアメトキサムに特異的である(NG-A、
NG-B、
酵素についてはこれまでに調査されていない(Ford and
NG-C、NG-D)。これらの化合物は、それぞれに特有の代謝
Casida 2008)。
を続けてさまざまな最終生成物になる。
ホウレンソウ、トウモロコシ、テンサイの第 I 相代謝産物
チアメトキサムとクロチアニジンの代謝産物のほとんどは、
は小型哺乳類で見られた代謝産物とよく似ていて(Chen et al.
マウスやドブネズミ（ラット）などの小型哺乳類だけでなく
2005; Ford and Casida 2006a, 2008)主要な代謝経路は N-脱メ
イヌやニワトリでも観察されている(USEPA 2000; Klein
チル化およびニトロ基還元を経て進む(FAO thiamethoxam;
2003; USEPA 2003b; Yokota et al. 2003; USEPA 2004a; Ford
Ford and Casida 2008)。
and Casida 2006a; Kim et al. 2012)。
ワタの茎では、チアメトキサムは速やかにクロチアニジン
ジノテフランは、TMX や CLO とは異なりクロロチアゾリ
に代謝されるが TMX-dm はあまり多く生成しない
ル部分ではなくテトラヒドロフラニル残基を持つ。チアメト
(Karmakar et al. 2009)。EFSA(2010)は、クロチアニジンは植
20 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:5–34 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
物の葉において大部分がデスニトロクロチアニジン
解する(De Uderzo et al. 2007)。5-メチル-2(3H)-チアゾロンは、
（CLO-NH）とメチルグアニジン（NG-F）に代謝されると
Schwartz ら(2000)がすでに観察したように、硫化カルボニル
した(Kim et al. 2012)。クロチアニジンは、植物で酸化的開裂
やイソシアン酸のような揮発性物質に分解する。他に観察さ
し他の代謝産物や開裂生成物などのほかカルボン酸誘導体に
れた光分解生成物はオキサジン誘導体で、おそらく硫黄の追
なる(Ford and Casida 20ｗ08; Ford et al. 2010; FAO
出しによってアゼチジノン中間体が生成され、オキサゾール
clothianidin)。ホウレンソウでは、チアメトキサム、クロチ
環のイミン基の加水分解からアクリロニトリル誘導体が生成
アニジン、およびその N-脱メチル化産物は、ニトロソグアニ
されたのであろう(De Uderzo et al. 2007)。
ジン、グアニジン、および尿素誘導体を生じる(Ford and
クロチアニジンの水中分解についての論文審査を経た文献
Casida 2008; FAO thiamethoxam; FAO clothianidin)。ホウレ
は見つけられなかった。しかし、FAO は、この化合物は加水
ンソウでは、チアメトキサムとクロチアニジンの抱合体やメ
分解あるいは光分解により CLO-尿素になり、さらに開裂に
チルチオ誘導体も観察されていない(Ford and Casida 2008)。
よってメチル尿素(MU)および 2-クロロチアゾール-5-イル-メ
哺乳類での代謝とは反対に、クロチアニジンはグアニジンの
チルアミン(ACT)になると言及した(FAO clothianidin)。クロ
窒素原子でヒドロキシル化され、N-ヒドロキシ誘導体(N-2-
チアニジンは、加水分解でニトロ尿素誘導体(CTNU)になり、
クロロチアゾール-5-イルメチル-N-ヒドロキシ-N’-メチル
さらに開裂して ACT になる可能性がある。クロチアニジン
-N’’-ニトログアニジン、THMN)になり、トウモロコシ、リ
は、ニトロ基還元、メチレン架橋の開裂あるいはニトロ基の
ンゴ、テンサイではグリコシル化(第 II 相代謝)が続く(FAO
脱離を伴う複雑な環化反応、塩素脱離、および脱硫によって
clothianidin)。
デスニトロクロチアニジン
（CLO-NH）
や NG-F に変換され、
ジノテフランの植物内代謝は哺乳類と同じで、おもにメチ
7-メチルアミノ-4H-イミダゾ[5,1-b][1,2,5]チアジアジン-4-オ
ルグアニジン、ニトログアニジン、および尿素代謝物に至る
ン(MIT)を生成する。引き続いて、環開裂で 2-メチルアミノ-2-
(Ford and Casida 2008; Casida 2011; Rahman et al. 2013;
イミダゾリン-5-オン(MIO)、4-ヒドロキシ-2-メチルアミノ-2-
FAO dinotefuran)。クロチアニジンでは N-メチレンヒドロキ
イミダゾリン-5-オン(HMIO)、NG-F、ホルムアミド(FA)など
シル化によってテトラヒドロフリルメチルアミン
を生成し、最終的に無機化作用を経て二酸化炭素になる(FAO
(THFMA/DIN-r)が生成され、第 I 相代謝(すなわち N-アセチ
clothianidin)。
ル化、酸化、還元など)でさらに代謝されるか、あるいは第 II
ジノテフランは、暗所およびアルカリ性 pH 条件下の加水
相(グルコシド誘導体)反応がおきる(Ford and Casida 2008)。
分解で DIN-尿素を生じる。地表水での光分解で、DIN-尿素、
植物では、分子内環化によって 6-ヒドロキシ-5-(2-ヒドロキシ
デスニトロジノテフラン（DIN-NH）
、2-ヒドロキシジノテフ
エチル)-1-メチル-1,3-ジアジナン-2-イリデン-N-ニトロアミン
ラン（DIN-2-OH）
、および 3-ヒドロキシジノテフラン
(PHP)が生成される。メチルニトログアニジン（NG-E）と
（DIN-3-OH）が生じる(USEPA 2004b)。
NG-F は主要な開裂生成物として観察された(Ford and
Casida 2008; FAO dinotefuran)。
土壌
水
土壌中のチアメトキサム分解に関する査読された文献は見つ
けられなかった。しかし、FAO はこの件について多少の情報
水中では、チアメトキサムは暗所条件下 pH 1～7 で加水分解
を提供している(FAO thiamethoxam)。チアメトキサムの土壌
せず(De Uderzo et al. 2007)、pH 9 で 20℃では速やかに分解
中の代謝経路は、
好気性条件下では TMX から CLO へ変換し、
するが(European Commision 2006)、紫外線放射下では約 10
さらにデスニトロクロチアニジン（CLO-NH）および CLO-
分でほとんど完全に(約 96%)分解する(De Uderzo et al. 2007)。
尿素に進む。N-デスメチルクロチアニジン（CLO-dm）も分
おもな加水分解生成物が同定されている：TMX-尿素、クロ
解産物として観察されている。親化合物のニトロ基還元も生
チアニジン、およびその誘導体[N-(2-クロロチアゾール-5-イ
じ、最終的に TMX-尿素を生成する。中間体デスニトロチア
ルメチル)-N’-ニトロ尿素(CTNU)、クロロチアゾリルメチル
メトキサム（TMX-NH）はこれまでのところ水田でしか観察
アミン（CTM-i）
、メチル尿素(MU)、および NG-B]である(FAO
されていない。N-メチレンのヒドロキシル化からの開裂生成
thiamethoxam)。
物 NG-A も土壌中の主要生成物として観察されている(FAO
反対に De Uderzo ら(2007)は、チアメトキサムは光分解に
thiamethoxam)。
嫌気性条件下の主要代謝産物は TMX-NH で、
よって HNO3 を失いグアニジン誘導体のデスニトロチアメ
TMX-尿素も観察されている(European Commission 2006)。
トキサム(TMX-NH)が生成することを示した。その後チアゾ
クロチアニジンの土壌中の好気的分解は、3 つの主要経路
ール環中で塩素の OH との求核的置換が生じ、急速に 5-メチ
をたどる。第一の経路は、クロチアニジンの N-脱メチル化反
ル-2(3H)-チアゾロンおよびメチルグアニジン（NG-F）に分
応で始まり CLO-dm を生成し、N-メチレンのヒドロキシル
第２章 動向、使用状況、作用機序、および代謝産物 21
化でニトログアニジン(NG-G)を生成する。第二の経路は N-
ネオニコチノイドは、その有効成分の浸透性を生かし種子
メチレンのヒドロキシル化によるメチルグアニジン（NG-F）
コーティングによる植物管理に多く使用されている。その結
の生成に始まり、N-脱メチル化反応を経て NG-G を生成する。
果ヒトおよび動物は、植物が取り込んだネオニコチノイドの
第三の経路はニトロ基還元による CLO-尿素の生成が係る
有効成分および代謝産物を含んだ植物を食べることにより曝
(FAO clothianidin)。クロチアニジン代謝はさらに無機化作用
露を受ける。ニコチンおよびネオニコチノイド系殺虫剤のイ
を経て二酸化炭素へ至る。
ミダクロプリド、アセタミプリド、クロチアニジンは、腸壁
ジノテフランは、好気性土壌の暗所で 20℃では主要な分解
を通過して急速に効率的に吸収されるため食物を介した曝露
生成物としてメチルニトログアニジン（NG-E）および NG-F
を考慮に入れるべきである(Yokota et al. 2003; Brunet et al.
を生成する。そのほかに観察された代謝産物は DIN-尿素お
よび N-デスメチルジノテフラン（DIN-dm）である(FAO
dinotefuran)。ジノテフランおよびその代謝産物はさらに無
2004; Brunet et al. 2008)。加えてネオニコチノイドの 7 種の代
謝産物が患者の尿から検出された(Taira et al. 2013)。植物の代
謝産物のうちデスニトロイミダクロプリド（IMI-NH）は特
に関心をもたれていて、α4β2 nAChR への作動剤作用により
機化作用を経て二酸化炭素になる。土壌中のジノテフランの
脊椎動物に対し高い毒性を現す(Chao and Casida 1997;
光分解は分解経路としてあまり重要ではないことが判明した
D’Amour and Casida 1999; Tomizawa and Casida 2000;
(FAO dinotefuran)。嫌気性土壌ではデスニトロジノテフラン
Tomizawa et al. 2001a)。IMI-NH は、nAChR との相互作用
（DIN-NH）が観察された(USEPA 2004b)。
により細胞内カルシウムを動員し細胞外シグナル制御キナー
イミダクロプリドおよびニテンピラム
動物(および植物)
ネオニコチノイドの代謝経路は、昆虫と植物で多くの類似点
がある。ミツバチではイミダクロプリド(IMI)は、おもにオレ
フィン誘導体（IMI-ole）
、5-ヒドロキシイミダクロプリド
(IMI-5-OH)、4,5-ジヒドロキシ-イミダクロプリド（IMI-diol）
、
デスニトロイミダクロプリド（IMI-NH）
、尿素誘導体（IMI尿素）
、および 6-クロロニコチン酸(6-CNA)になる。これらの
代謝産物のうち IMI-ole と IMI-5-OH は急性および慢性の曝
露により毒性を示す(Suchail et al. 2001)。このようにイミダク
ロプリドの生体内変換は代謝活性化につながり、ミツバチで
は脳および胸部に毒性代謝物が 96 時間以上とどまる(Suchail
et al. 2004a, b)。イミダクロプリドが最初に毒性をもたらし、
そのイミダクロプリドの初期の毒性作用を生き延びたハチの
体内で毒性代謝物が存在し続けるという（毒性の）代謝伝達
が生じる。その結果、他の神経毒性殺虫剤では一般的に観察
される 10～24 時間の最高死亡率とは異なり、
イミダクロプリ
ドでは致死的現象が 96 時間以上継続する(Suchail et al. 2001)。
イミダクロプリドの代謝はハチ類とハエ類で類似し、ヒドロ
キシル化体、IMI-ole、6-CNA、およびイミダゾリン含有物が
イエバエとショウジョウバエの主要な代謝産物である
(Nishiwaki et al. 2004; Sparks et al. 2012)。これは昆虫類のネ
オニコチノイド代謝経路には差が僅かしかないことを意味す
るかもしれない。従って体内での代謝活性化およびある種の
植物代謝産物に対する感受性は、昆虫に共通する特性かもし
れない。これがハチ類やハエ類で LC50 の 3～5 桁低い濃度の
慢性曝露後に持続的な毒性が示された理由の可能性がある
(Charpentier et al. 2014)。
ゼカスケードを活性化させる(Tomizawa and Casida 2002)。
マウスの生体内で、イミダクロプリドはデスエチルイミダク
ロプリド（IMI-de）
、オレフィン誘導体（IMI-ole）
、IMI-NH、
IMI-尿素、その抱合体（IMI-尿素-gluc、IMI-尿素-gent）
、4,5ジヒドロキシイミダクロプリド（IMI-diol）
、そのグルクロン
酸抱合体（IMI-diol-gluc）
、5-ヒドロキシイミダクロプリド
（IMI-5-OH）
、そのグルクロン酸抱合体（IMI-5-OH-gluc）
、
ニトロソ誘導体
（IMI-NNO）
、
6-クロロニコチン酸
（6-CNA）
、
および異なるイミダゾリン誘導体やピリジニル誘導体に変化
する。IMI-NH はイミダクロプリドに対するアルデヒドオキ
シターゼの作用で生成される(Tomizawa and Casida 2003)。
この代謝物の出現が、
生体内活性化をもたらすと考えられる。
IMI-NH は α4β2 nAChR と結合する能力により哺乳類に対し
毒性を発現するからである(Chao and Casida 1997; D’Amour
and Casida 1999; Tomizawa and Casida 2000; Tomizawa et
al. 2001a; Tomizawa and Casida 2003, 2005)。
対照的に昆虫では、IMI-NH は解毒性の誘導体である。6クロロニコチン酸（6-CNA）はクロロピリジニル構造を有す
るネオニコチノイドに共通の代謝産物である(Ford and
Casida 2008; Casida 2011)。従って、ミツバチに対する 6-CNA
の危険性は、イミダクロプリド、チアクロプリド、アセタミ
プリド、ニテンピラムの使用に共通すると解釈される。
ニテンピラム(NIT)は、マウスでは、カルボン酸誘導体
（NIT-COOH）
、デスクロロピリジンニテンピラム、N-デス
メチル-ニテンピラム(NIT-dm)、シアノ誘導体（NIT-CN）
、
および異なるデスクロロピリジン誘導体に代謝される(Ford
and Casida 2008; Casida 2011)。ニテンピラムの代謝産物に関
する詳細な毒性調査はいまだに行われていない。これらの代
謝物はシアノ基の酸化によってカルボン酸誘導体になる
(Ford and Casida 2008; Casida 2011)。
22
第２章 動向、使用状況、作用機序、および代謝産物
表 2 さまざまな媒体および有機物中のネオニコチノイド代謝産物。無脊椎動物や哺乳類に対し活性をもつことが知られ
ている代謝産物は太字で示す。
原体
チアメトキサム
（TMX）
代謝産物
クロチアニジン, CLO
Thiamethoxam-dm, TMX-dm,
N- デ ス メ チ ル チ ア メ ト キ サ ム 、
TMX-NNO
TMX-NNH2
TMX-NH
TMX-Urea
TMX-dm-NNO
TMX-dm-NH2
TMX-dm-NH
TMX-dm-Urea
ヒドロキシチアゾール尿素誘導体
6-ヒドロキシオキサディアジノン
エーテル誘導体
NG-A
NG-B
NG-C
NG-D
5-メチル-2(3H)-チアゾリン
オキサジン誘導体
アクリロニトリル誘導体
硫酸カルボニル
イソシアン酸
クロチアニジン/
チアメトキサム
TZNG, CLO-dm
生成媒体
土壌、マウス、哺乳類、昆
虫、植物
マウス
マウス、土壌細菌
(Pseudomonas sp.)
マウス
マウス、土壌細菌
(Pseudomonas sp.), 水（光分
解）, 土壌
マウス、土壌細菌
(Pseudomonas sp.), 水（光分
解）, 土壌
マウス
マウス
マウス
マウス
植物（トマト）
植物（トマト）
植物（トマト）
哺乳類
哺乳類
哺乳類
哺乳類
水（光分解）
水（光分解）
水（光分解）
水（光分解）
水（光分解）
土壌、植物、哺乳類
N-(2-chlorothiazol-5- ylmethyl)-N′Nitroguanidine、CLO-NNO
CLO-dm-NNO
マウス、昆虫、植物
CLO-NNH2, ATMG
CLO-dm-NNH2, ATG
CLO-NH, TMG,
N-(2-chlorothiazol-5-ylmethyl)-N′-me
thylguanidine
CLO-dm-NH, TZG
マウス、昆虫
マウス、昆虫
土壌、植物、堆積物、哺乳
類
CLO-Urea, TZMU,
N-(2-chlorothiazol-5-ylmethyl)-N-met
hylurea
土壌、植物、哺乳類、水
CLO-dm-Urea, TZU, 2-chloro-1,
3-thiazole-5-ylmethylurea
THMN, N-hydroxy clothianidin,
N-2-Chlorothiazol-5-ylmethyl-N-hydro
xy-N′-methyl-N″-nitroguanidine
2-chloro-1,3-thiazole-5-methylamine
2-chloro-1,3-thiazole-5-methyl
isocyanate
TZA, CTM-a
TZOH, CTM-b*
CTM-c, CTA, CTCA,
2-chloro-1,3-thiazole-5-carboxylic acid
CTM-i, cACT,
2-chlorothiazol-5-ylmethylamine
CTM-f
CTNU,N-(2-chlorothiazol-5-ylmethyl)N′-nitrourea
HMIO, 4-hydroxy-2-methylamino2-imidazolin-5-one
MIT, 7-methylamino-4H-imidazo
[5,1-b][1,2,5]thiadiazin-4-one
FA, Formamide
MU, Methylurea
哺乳類、植物、土壌
マウス、昆虫、植物
出典
Ford and Casida 2006a; Nauen et al.
2003; PPDB 2013; FAO thiamethoxam
Ford and Casida 2006a
Ford and Casida 2006a
Pandey et al. 2009
Ford and Casida 2006a
Ford and Casida 2006a; Pandey et al. 2009;
De Uderzo et al. 2007; FAO thiamethoxam
Ford and Casida 2006a; Pandey et al. 2009;
Schwartz et al. 2000; FAO thiamethoxam
Ford and Casida 2006a;
Ford and Casida 2006a;
Ford and Casida 2006a;
Ford and Casida 2006a;
Karmakar et al. 2009
Karmakar et al. 2009
Karmakar et al. 2009
Ford and Casida 2006a
Ford and Casida 2006a
Ford and Casida 2006a
Ford and Casida 2006a
De Uderzo et al. 2007
De Uderzo et al. 2007
De Uderzo et al. 2007
De Uderzo et al. 2007; Schwartz et al. 2000
De Uderzo et al. 2007; Schwartz et al. 2000
PPDB 2013; Kim et al. 2012; Ford and
Casida 2006a, 2008; FAO clothianidin;
Ford and Casida 2006a, 2008 Kanne et al.
2005;Karmakar et al. 2009
Ford and Casida 2006a, 2008; Kanne et al.
2005
Ford and Casida 2006a; Kanne et al. 2005
Ford and Casida 2006a; Kanne et al. 2005
Kim et al. 2012; Ford and Casida 2006a,
2008; FAO clothianidin
ラット、リンゴ
Ford and Casida 2006a, 2008; FAO
clothianidin
PPDB 2013; Kim et al. 2012; FAO
clothianidin; Ford and Casida 2008;
Karmakar et al. 2009; Žabar et al. 2012;
Schwartz et al. 2000
Kim et al. 2012; Ford and Casida 2006a,
2008; FAO clothianidin
FAO clothianidin
トマト細胞培養
トマト細胞培養
Karmakar et al. 2009
Karmakar et al. 2009
哺乳類
哺乳類
哺乳類、植物
水
Ford and Casida 2006a
Ford and Casida 2006a
Kim et al. 2012; Ford et al. 2010;
Ford and Casida 2008, 2006a
FAO clothianidin
哺乳類
水
Ford and Casida 2006a
FAO clothianidin
水
FAO clothianidin
水
FAO clothianidin
水
水
FAO clothianidin
FAO clothianidin
哺乳類、植物
第２章 動向、使用状況、作用機序、および代謝産物
23
表２（続き）
原体
チアメトキサム/
クロチアニジン/
ジノテフラン
ジノテフラン
イミダクロプリド
イミダクロプリ
ド、ニテンピラム、
アセタミプリド、
チアクロプリド
代謝産物
MNG, NG-E, N-メチル-N-ニトログア
ニジン
MG, NG-F, メチルグアニジン
生成媒体
土壌、植物、哺乳類
NG-G, NTG, ニトログアニジン
DIN-dm, FNG, N-desmethyl
dinotefuran,
2-nitro-1-(tetrahydro-3-furylmethyl)
guanidine
DIN-NNO
DIN-dm-NNO
DIN-NNH2
DIN-dm-NNH2
DIN-NH, DN,
1-Methyl-3-(tetrahydro-3-furylmethyl
)guanidine
DIN-dm-NH,
3-(tetrahydro-3-furylmethyl)
guanidine
DIN-Urea, UF,
1-Methyl-3-(tetrahydro-3furylmethyl)urea
DIN-dm-Urea, 3-(tetrahydro-3furylmethyl)urea
DIN-2-OH
哺乳類、植物、土壌
哺乳類、植物、土壌（嫌気
性）
出典
PPDB 2013; Ford and Casida 2006a, b;
FAO clothianidin
Kim et al. 2012; Ford and Casida 2006a;
FAO
Ford and Casida 2006a; FAO clothianidin
Ford and Casida 2006a; 2008; FAO
dinotefuran
哺乳類、植物
哺乳類、植物
哺乳類、植物
哺乳類、植物
哺乳類、植物、水（光分解）、
土壌（嫌気性）
Ford and Casida 2006a, 2008
Ford and Casida 2006a, 2008
Ford and Casida 2006a, 2008
Ford and Casida 2006a, 2008
Ford and Casida 2006a, 2008; FAO
dinotefuran; USEPA 2004b
哺乳類、植物
Ford and Casida 2006a, 2008
哺乳類、植物、土壌（嫌気
性）、水（加水分解+光分
解）、
哺乳類、植物
Ford and Casida 2006a, 2008; Rahman et
al. 2013; FAO dinotefuran; USEPA 2004b
DIN-5-OH
DIN-4-OH
DIN-a, PHP, 1,3-diazinane
aminocarbinol (derivative of DIN-2OH)
DIN-b (derivative of DIN-dm)
DIN-e (guanidine derivative of DIN-a)
DIN-f (guanidine derivative fo DIN-b)
DIN-g (derivative of DIN-5-OH)
DIN-h (desmethyl DIN-g)
DIN-i (nitroso derivative of DIN-g)
DIN-j (nitroso derivative fo DIN-h)
DIN-k (guanidine derivative fo DIN-h)
DIN-l*, tetrahydrofuran
carboxaldehyde, 3-Furfural
DIN-m, THFOL, tetrahydrofuran
alcohol, 3-Furfuryl alcohol
DIN-n, THFCA, tetrahydrofuran3-carboxylic acid
DIN-p, 4-hydroxy-tetrahydrofuran3-carboxylic acid
DIN-r, THFMA, tetrahydrofuran3-yl-methylamine
446-DO,
-[4-hydroxy-2-(hydroxymethyl)
butyl]-3-methyl-2-nitroguanidine
DIN-3-OH
IMI-olefin, olefin derivative, 4,
5-dehydro-imidacloprid
哺乳類、植物
哺乳類
哺乳類、植物
USEPA 2004b
Ford and Casida 2006a, 2008
Ford and Casida 2006a
Ford and Casida 2006a, 2008
哺乳類
哺乳類
哺乳類
哺乳類、植物
哺乳類、植物
哺乳類、植物
哺乳類、植物
哺乳類、植物
哺乳類
Ford and Casida 2006a
Ford and Casida 2006a
Ford and Casida 2006a
Ford and Casida 2006a, 2008
Ford and Casida 2006a, 2008
Ford and Casida 2006a, 2008
Ford and Casida 2006a, 2008
Ford and Casida 2006a, 2008
Ford and Casida 2006a
植物
Ford and Casida 2008
哺乳類、植物
Ford and Casida 2006a, 2008
哺乳類、植物
Ford and Casida 2006a, 2008
哺乳類、植物
Ford and Casida 2006a, 2008
哺乳類、植物
FAO dinotefuran
IMI-5-OH, 5-OH-imidacloprid,
5-hydroxy-imidacloprid,
[(6-Chloro-3-pyridinyl) methyl]-4,
5-dihydro-2-(nitroamino)1H-imidazol-5-ol
IMI-de
IMI-diol, 4,5-dihydroxy-imidacloprid
ミツバチ、マウス
IMI-NH, desnitro-imidacloprid
ミツバチ、植物、マウス
IMI-urea, urea derivative, N((6-Chloropyridin-3-yl)-methyl)imidazolidinone
6-CNA, 6-クロロニコチン酸
ミツバチ、マウス
水、植物、哺乳類
Ford and Casida 2006a, 2008
哺乳類、植物、水（光分解） Ford and Casida 2006a; FAO dinotefuran;
哺乳類、植物、水（光分解） FAO dinotefuran; USEPA 2004b
ミツバチ、イエバエ、ショ Decourtye and Devillers 2010; Suchail et
ウジョウバエ、マウス
al. 2001; Nishiwaki et al. 2004; Sparks et
マウス
ミツバチ、マウス
動物、植物、土壌
al. 2012; Tomizawa and Casida 2003
Decourtye and Devillers 2010; Suchail et
al. 2001; Tomizawa and Casida 2003
Tomizawa and Casida 2003
Suchail et al. 2001; Tomizawa and Casida
2003
Suchail et al. 2001; Tomizawa and Casida
2003
Suchail et al. 2001; Tomizawa and Casida
2003
Suchail et al. 2001; Nishiwaki et al. 2004;
Sparks et al. 2012; Ford and Casida 2008,
2006b; Casida 2011; Brunet et al. 2005;
FAO acetamiprid; Lazic 2012; Tokieda et
al. 1999; Phugare and Jadhav
2013; FAO thiacloprid
24
第２章 動向、使用状況、作用機序、および代謝産物
表 2 （続き）
原体
ニテンピラム
アセタミプリド
チアクロプリド
サイクロクサプ
リド
*検出されず
代謝産物
NIT-COOH
NIT-deschloropyridine
NIT-dm, N-desmethyl nitempyram
NIT-CN
NIT-deschloropyridine derivatives
Acetamiprid-D-desmethyl, N-desmethyl
acetamiprid, IM-2-1, ACE-dm, N(6-Chloro-3-pyridylmethyl)-N′-cyanoacetamidine
生成媒体
マウス
マウス
マウス
マウス
マウス
動物、植物、土壌（微生
物）
出典
Ford and Casida 2008; Casida 2011
Ford and Casida 2008; Casida 2011
Ford and Casida 2008; Casida 2011
Ford and Casida 2008; Casida 2011
Ford and Casida 2008; Casida 2011
IM-1-3, N-[(6-chloro-3-pyridyl)methyl]N-methylacetamide, ACE-acet, ACE-urea
動物、植物、土壌、水（加
水分解）
IM-2-3, N-[(6-chloro-3-pyridyl)methyl]
acetamide, ACE-dm-acet
IM-1-2, N2-carbamoyl-N1- [(6-chloro-3pyridyl)methyl]-N1-methylacetamidine,
ACE-NCONH2
IM-2-2, N2-carbamoyl-N1- [(6-chloro3-pyridyl)methyl]-acetamidine,
ACE-dm-NCONH2
IM-1-4, N-methyl(6-chloro-3pyridyl)methylamine,
Nmethylpyridinylmethylamine
マウス、植物
FAO acetamiprid; Brunet et al. 2005;
Casida 2011; Ford and Casida 2008;
Chen et al. 2008; Wang et al. 2012;
Wang et al. 2013a
Casida 2011; FAO acetamiprid; Brunet
et al. 2005;
Dai et al. 2010; Liu et al. 2011
Casida 2011; FAO acetamiprid
マウス、植物、土壌（微
生物）
Casida 2011; FAO acetamiprid;
Phugare and Jadhav 2013
マウス、植物
Casida 2011; Ford and Casida 2008
IM-0, (6-chloro-3-pyridyl)methanol,
CPOL
ACE-NH, descyano derivative
IM-2-5, N1-(6-Chloropyridin-3-ylmethyl)acetamidine, ACE-dm-NH
IM-2-4, (6-chloro-3-pyridyl)methylamine,
chloropyridinylmethylamine
N-methylpyridinylmethylamine
(E)-1-ethylideneurea
ACE-w, N′-cyano-N-methylacetimidamide
動物（ミツバチ）、植物
Dai et al. 2010; Liu et al. 2011; Wang et
al. 2013b; Tokieda 1999; Phugare and
Jadhav 2013;Wang et al. 2013a
Brunet et al. 2005; FAO acetamiprid
植物、土壌
動物
Casida 2011; Wang et al. 2013a
FAO acetamiprid
マウス、植物
ACE-u, N′-cyanoacetimidamide
マウス、植物
THI-NH, M29, thiacloprid thiazolidinimine,
3-[(6-Chloro-3-pyridinyl)methyl]-2thiazolidinimine, descyano derivative
THI-ole, M38, thiacloprid-olefin, {3[(6-chloro-3-pyridinyl)methyl]-2thiazolylidene}cyanamide
THI-ole-NH
THI-4-OH, 4-hydroxy-thiacloprid, {3[(6-chloro-3-pyridinyl)methyl]-4hydroxy-2-thiazolidinylidene}cyanamide
Thiacloprid-amide, THI-NCONH2, 3[(6-chloro-3-pyridinyl)methyl]-2thiazolidinylidene}urea, M02
THI-4-OH-NCONH2, M37, {3[(6-chloro-3-pyridinyl)methyl]4-hydroxy-2-thiazolidinylidene}urea
THI-SO
THI-SO3-H-NCONH2, Thiacloprid
sulfonic acid, M30
THI-SOMe
CYC-OH, hydroxy derivatives
マウス、植物、土壌
Casida 2011; Ford and Casida 2006a,
2008
Phugare and Jadhav 2013
Phugare and Jadhav 2013
Casida 2011; Ford and Casida 2006b,
2008
Casida 2011; Ford and Casida 2006b,
2008
Ford and Casida 2006b, 2008; FAO
thiacloprid;
CYC-(OH)2, dihydroxy derivatives
CYC-NO, nitroso derivative
CYC-NH2, amine derivative
NMI, nitromethylene imidazole
NMI-NO, nitroso derivative of NMI
動物（ミツバチ）、植物、 Casida 2011; Ford and Casida 2006b;
土壌
Brunet et al. 2005; FAO acetamiprid;
土壌
土壌
マウス、植物
マウス、植物
Ford and Casida 2006b, 2008; FAO
thiacloprid;
マウス、植物
動物、植物、土壌（微生
物）
Ford and Casida 2006b, 2008
Ford and Casida 2006b, 2008; FAO
thiacloprid; Zhao et al. 2009
マウス、植物、土壌（微
生物）
Ford and Casida 2006b, 2008; FAO
thiacloprid; Dai et al. 2010
マウス、植物
Ford and Casida 2006b, 2008; FAO
thiacloprid; Casida 2011
マウス、植物
マウス、植物、土壌
マウス
マウス
Ford and Casida 2006b, 2008
Ford and Casida 2006b, 2008; PPDB
2013; FAO thiacloprid
Ford and Casida 2006b
Shao et al. 2013b
マウス
マウス
マウス
マウス
マウス
Shao et al. 2013b
Shao et al. 2013b
Shao et al. 2013b
Shao et al. 2013b
Shao et al. 2013b
第２章 動向、使用状況、作用機序、および代謝産物 25
土壌および水
セタミプリド(ACE-NH)を生成する、アセタミプリドからの
N-CN結合の開裂も生じる(Ford and Casida 2008; Casida
イミダクロプリド(IMI)に関しては、土壌中の植物および動物
2011)。
の代謝産物として、デスニトロ-オレフィン誘導体、2,5-ジケ
チアクロプリドの代謝には5種の攻撃箇所[シアノ基加水分
トン誘導体、二酸化炭素、および 6-ヒドロニコチン酸につい
解(THI-NCONH2)、スルホキシド化(THI-SO、
ての記述がある(FAO imidacloprid)。
THI-SO3H-NCONH2)、4位のヒドロキシル化(THI-4-OH、
THI-4- OHNCONH2)、オレフィンへの変換(THI-ole)、シア
アセタミプリドおよびチアクロプリド
ノ基の脱離 (THI-NH、THI-ole-NH)]などが関わる。植物で
は、4-ヒドロキシチアクロプリド-尿素(THI-4-OH-NCONH2)
動物
およびスルホキシド体（THI-SO）が主要な代謝産物であった
(Ford and Casida 2008; Casida 2011)。
哺乳動物において、アセタミプリド(ACE)は速やかかつ効率
的に腸吸収される(Brunet et al. 2008)。アセタミプリドおよび
土壌および水
チアクロプリド(THI)については、N-脱メチル化が主な代謝
経路である。昆虫では、アセタミプリドは速やかな生体内変
アセタミプリドは加水分解および光分解に対し安定で、土壌
換を起こし、そのため代謝物の産生が進行し N-デスメチルア
中の主たる代謝産物はN-メチル-クロロピリジニルメチルア
セタミプリド （IM2-1(ACE-dm)）、アセタミプリド-尿素
ミン（IM1-4）である(FAO acetamiprid; Dai et al. 2010; Liu et
（IM1-3）、N-メチル-クロロピリジニルメチルアミン（IM1-4）、
al. 2011; Wang et al. 2013a; Wang et al. 2013b)。それ以外の代
6-クロロピコリルアルコール（IM0）、6-CNA（IC0）および
謝産物にアセタミプリド-尿素（ACE-NCONH2）および
2 種の未知の代謝産物が生成する(Brunet et al. 2005; Ford
6-CNAがある(FAO acetamiprid; Dai et al. 2010; Liu et al.
and Casida 2006a; Casida 2011)。代謝産物の 6-CNA は、消化
2011)。アセタミプリドは生体内変換を受け、N-脱メチル化誘
管以外の腹部を除くすべての生物区画で 72 時間以上安定で、
導体が生成する(Chen et al. 2008; Wang et al. 2012)。近年
これによりアセタミプリドが毒性を示す理由を説明し得る
Phugare and Jadhav(2013)は土壌中の微生物分解によるアセ
(Brunet et al. 2005)。チアクロプリドは、デシアノチアクロプ
タミプリド-尿素（ACE-NCONH2）の形成を検証し、その後
リド （THI-NH）、オレフィン誘導体（THI-ole）、その脱
開裂が起こりN-メチルピリジニルメチラミンと(E)-1-エチリ
シアノ体（THI-ole-NH(推定)）、THI-尿素（THI-NCONH2）、
デン尿素となり、さらに酸化開裂を経て6-CNAが生成するこ
4-ヒドロキシチアクロプリド（THI-4-OH）、その尿素誘導体
とを認めた。
（THI-4-OH-NCONH2）、スルホキシド誘導体（THI-SO）、
チアクロプリドは加水分解に安定である(30日後95～98％
スルホン酸誘導体（THI-SO3H-NCONH2）、メチルチオ誘導
回収)。土壌中では明暗を問わず分解してチアクロプリド-尿
体（THI-SMe）などに変換する(Ford and Casida 2006b;
素（THI-NCONH2）になり(FAO thiacloprid)、さらにデシ
Casida 2011)。チアクロプリドは、生体内でチトクロム P450
アノチアクロプリド（THI-NH）およびチアクロプリドスル
が作用してデシアノチアクロプリド(THI-NH)に至る
ホン酸-尿素（THI-SO3-H-NCONH2）に変換される。
(Tomizawa and Casida 2003, 2005)。イミダクロプリドとデス
ニトロイミダクロプリドの関係と同様に、チアクロプリドか
シス型ネオニコチノイドおよび新世代殺虫剤
ら THI-NH が生成することは生体内活性化をもたらすと考
えられる。なぜなら THI-NH は α4β2 nAChR と結合し哺乳
シクロキサプリド（cycloxaprid）、パイコンジン
類に毒性を示すからである(Chao and Casida 1997; D'Amour
(paichongding)、イミダクロチズ（imidaclothiz）、スルホキ
and Casida 1999; Tomizawa and Casida 2000; Tomizawa et
サフロル（sulfoxaflor）は、新開発のネオニコチノイド系殺
al. 2001a; Tomizawa and Casida 2003, 2005)。対照的に、昆虫
虫剤である。パイコンジンおよびシクロキサプリドはシス型
類では THI-NH は解毒性の代謝物である。
ネオニコチノイド(Li et al. 2011; Shao et al. 2011; Cui et al.
2012)、イミダクロチズはニトログアニジンチアゾール系ネオ
植物
ニコチノイド(Wu et al. 2010)、スルホキサフロルはスルホキ
シミン系殺虫剤で、その殺虫活性はnAChRでの非常に高い効
他のネオニコチノイドで見られたように植物と哺乳類におけ
力と緊密に関係している(Watson et al. 2011)。しかし、これ
るアセタミプリドとチアクロプリドの代謝は似ている。アセ
ら新しい物質の昆虫および哺乳類における代謝については数
タミプリドの代謝初期には数種の攻撃箇所(N-脱メチル化、シ
件の研究しか公表されていない。
アノ基加水分解、6-CNA開裂)が関わる。さらにデシアノア
26 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:5–34 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
動物
FAO fipronil)。フィプロニル自体も尿中で検出された。フィ
プロニル-スルホンは主な代謝産物で、調査した種の組織(脂
シクロキサプリド(CYC)の代謝はマウスで検討された(Shao
肪、副腎、膵臓、皮膚、肝臓、腎臓、筋肉、甲状腺、卵巣、
et al. 2013b)。5種のヒドロキシ化物(CYC-OH)および1種のジ
子宮)や、食品(牛乳、卵)に唯一の代謝物として検出されるこ
ヒドロキシ化物[CYC-(OH)2]が主たる代謝産物で、NO2基の
とが多い(FAO fipronil)。フィプロニルとそのアミド・スルホ
ニトロソ誘導体(CYC-NO)とアミン誘導体(CYC-NH2)も生成
ン・スルフィドの各誘導体は、脂肪組織から回収される主な
する。次に多いのはニトロメチレンイミダゾール(NMI)およ
代謝物質で、それらが脂溶性であることとも矛盾しない。フ
びそのニトロソ誘導体(NMI-NO)である。NMIおよびCYCを
ィプロニルとそのアミド・スルホン・スルフィドの各誘導体
イエバエ(M. domestica L.)の頭部膜画分に結合させると、それ
は糞便中の主な代謝成分で、
その他に7種の微量の代謝物もあ
らの解離定数はそれぞれ1.1および28 nMであった。これはイ
る。胆汁には最低でも16種の誘導体が存在し、フィプロニル-
ミダクロプリドと同様、CYCの分解により受容体に対し高い
カルボン酸代謝物も含まれる(FAO fipronil)。
親和性を示す毒性代謝物（NMI）が生成されることを示す。
ラット・ヤギ・雌鶏によるフィプロニルの光分解性代謝物
その結果代謝物の毒性が持続することになる。これらの代謝
デスルフィニル-フィプロニルの実験で、おもに第Ⅱ相代謝の
物が植物に付着していると、昆虫が曝露を受ける。
結果、多数の尿中代謝物が生成した。これら代謝物はトリフ
スルホキサフロルの代謝は、生体内にチトクロムP450の
ルオロメチルスルフィニル部分またはシアノ部分とは別個で
CYP6G1を導入したショウジョウバエD.mel-2細胞で検討さ
あるピラゾール環残基の代謝の結果生じる。以下に、主な代
れた(Sparks et al. 2012)。イミダクロプリド、アセタミプリド、
謝物を挙げる。(1)デスルフィニル-フィプロニルのN-硫酸抱
ジノテフラン、チアメトキサム、クロチアニジンとスルホキ
合体、(2)酵素グルクロニダーゼおよびスルファターゼの脱抱
サフロルを比べると、24時間後の代謝率は、それぞれ85.1、
合、次いで酸性加水分解から生じる2種のアミノ酸抱合体、
95.5、55.1、46.8、45.6％、検出限界以下であった。以上の結
(3)5-アミノグルクロニド抱合体、(4)フィプロニル-デスルフィ
果（訳注：スルホキサフロルはCYP６G１によりほとんど代
ニルの5-(N-システイニル)抱合体、(5) 4-シアノ-5-(N-システイ
謝されないこと）から、スルホキサフロルがネオニコチノイ
ニルグリシン)抱合体、(4)および(5)はシステイン残渣を介し
ドや他の殺虫剤に抵抗性を示す昆虫に交差抵抗性がないこと
て結合する。デスルフィニル-フィプロニルの代謝では、アミ
を説明できるかもしれない。しかしCYP6G1の代謝をほとん
ド誘導体の4-シアノ-5-(システイニル)誘導体、次いで4-カルボ
ど受けないからといってショウジョウバエが代謝できないと
ン酸-フィプロニルが生じる(Totis 1996 in FAO fipronil)。ヤギ
することは困難である。
の肝臓では開環抱合体が検出された(Johnson et al. 1996 in
FAO fipronil)。
フィプロニル
植物
動物
トウモロコシ、ヒマワリ、テンサイにおける[14C]フィプロニ
哺乳動物において、フィプロニルはそのトリフルオロメチル
ルの植物体内運命試験では、約5％の取込みを示した。有効成
スルフィニルまたはシアノ部分で3種の主な経路を経て代謝
分であるフィプロニルの浸透性を増すために多くの場合ポリ
される。以下に主な代謝経路を挙げる。(1)スルフィニル部分
マーと共製剤化(co-formulate)される(Dieckmann et al.
での酸化によるフィプロニルスルホンの生成、(2)スルフィニ
2010c)。バレイショ・イネ・ヒマワリ・テンサイ・キャベツ・
ル部分での還元によるフィプロニルスルフィドの生成、(3)シ
ワタ・トウモロコシの研究で、これらの植物では親物質の加
アノ部分の加水分解によるフィプロニルアミドの生成とそれ
水分解によりアミド-フィプロニル、酸化によりスルホン-フ
に続く加水分解で、対応するカルボン酸(5-アミノ-1-(2,6-ジク
ィプロニル、還元によりスルフィド-フィプロニルが生成する
ロロ-4-トリフルオロメチルフェニル)-4-トリフルオロメチル
ことが分かった。葉面施用ではデスルフィニル-フィプロニル
スルフィニルピラゾール-3-カルボン酸)の生成(France 2005)。
への光分解も起きやすかった。フィプロニル-スルホンは光分
ラットの代謝は用量、方法、性別に関係がないことが示さ
解を経てスルホン酸が生成する(Roberts and Hutson 1999)。
れた(France 2005)。ラットでは2種の尿中代謝産物が同定され、
この分子は開裂反応の対象となり、スルホン部分が消失し、
次いでグルクロニダーゼとスルファターゼの脱抱合が起き、
デトリフルオロメチルスルフィニル-フィプロニルが生成す
ピラゾール開環反応物が生じた。その他尿中には誘導体フィ
る。フィプロニルのカルボン酸誘導体はフィプロニル-アミド
プロニル-アミド、フィプロニル-スルホン、フィプロニル-ス
のCONH2残基の加水分解から生成される(FAO fipronil)。
ルフィドと、フィプロニル-スルホン代謝産物のデフルオロメ
種子処理したワタでは、丸さやにフィプロニル、フィプロ
チルスルフィニル-フィプロニルが検出された(France 2005;
ニル-アミド、フィプロニル-スルホン、フィプロニル-カルボ
第２章 動向、使用状況、作用機序、および代謝産物 27
表 3 さまざまな生体中および組織中のフィプロニル代謝産物。無脊椎動物や哺乳類に対し活性をもつことが知られている
代謝産物は太字で示す
原体
フィプロニル
代謝産物
Fipronil detrifluoromethylsulphinyl,
5-amino-3-cyano-1-(2,6-dichloro-4-trifluo
romethylphenyl) pyrazole,
MB 45897
Fipronil-sulfide, 5-amino-1-.
[2,6-dichloro-4-(trifluoromethyl)
phenyl]-4-[(trifluoromethyl)thio]1H-pyrazole-3-carbonitrile,
MB45950
Fipronil-sulfone, 5-amino-1-[2,6dichloro-4-(trifluoromethyl)phenyl]-4-[(
trifluoromethyl)sulfonyl]-1H-pyrazole-3
-carbonitrile,
MB 46136
Fipronil-desulfinyl, desthiofipronil,
5-amino-1-[2,6-dichloro-4-(trifluoromet
hyl)phenyl]-4-[(1R,S)-(trifluoromethyl)]
-1H-pyrazole-3-carbonitrile,
MB 46513
5-amino-3-cyano-1-(2,6-dichloro-4-trifluo
romethylphenyl)-pyrazole-4-sulfonic acid,
RPA104615
5-amino-3-carbamyl-1-(2,6-dichloro-4-trif
luoromethylphenyl)-4-trifluoromethylsulfo
nylpyrazole,
RPA105320
Fipronil-amide,
5-amino-3-carbamyl-1-(2,6-dichloro-4-t
rifluoromethylphenyl)-4-trifluoromethy
lsulfinylpyrazole,
RPA
200766
5-amino-3-carbamyl-1-(2,6-dichloro-4-trif
luoromethylphenyl)-4-trifluoromethylsulfi
nylpyrazole-3-carboxylic acid,
RPA 200761
Various conjugates in urine and bile (RPA
105048, UMET/10, UMET/3, FMET/9,
UMET/4, FMET/7, FMET/10, UMET/15)
MB 46400
RPA 108058
Ring-opened 106889
RPA 106681
生成媒体
哺乳類、土壌、植物（光分
解）
出典
FAO fipronil, Hainzl and Casida 1996;
France 2005
哺乳類、土壌、植物、水（光
分解）
FAO fipronil; Bobé et al. 1998; Aajoud et al.
2003; France 2005; Gunasekara et al. 2007
哺乳類、土壌、植物、水（光
分解）
FAO fipronil; Bobé et al. 1998; Aajoud et al.
2003; France 2005; Gunasekara et al. 2007
土壌、植物、水（光分解）
Hainzl and Casida 1996; Hainzl et al. 1998;
Bobé et al. 1998; FAO fipronil; Tingle et al.
2003; Aajoud et al. 2003; Gunasekara et al.
2007
土壌、水（光分解）
Tingle et al. 2003; FAO fipronil
土壌、植物
FAO fipronil
哺乳類、土壌、植物、水（加
水分解）
Bobé et al. 1998; Tingle et al. 2003; Aajoud et
al. 2003; FAO fipronil
哺乳類、土壌、植物、水
FAO fipronil; France 2005
哺乳類
FAO fipronil; France 2005
哺乳類、雌鶏（卵）
哺乳類、雌鶏（卵）
哺乳類、雌鶏（卵）
土壌
FAO fipronil; France 2005
FAO fipronil
FAO fipronil
FAO fipronil
ン酸の残渣が微量の未確認の誘導体とともに検出された
る主たる因子は水素イオン濃度（pH）である。加水分解反応
(France 2005)。フィプロニルとその脱スルフィニル誘導体と
の半減期はpH 9で770時間、pH 12で2.4時間と、pHによる開
スルホン誘導体が花粉団子と蜂蜜中に検出された
きがあった。フィプロニルは酸性(pH 5.5)および中性条件下
(Bonmartin et al. 2007; Chauzat et al. 2011)。
で安定である(Bobé et al. 1998)。フィプロニル-スルホンのア
ミド誘導体がシアノ部分の加水分解後にみられ(FAO
土壌および水
fipronil)、さらに加水分解反応によりカルボン酸誘導体が生
じる。フィプロニル-スルホンの光分解によりスルホン酸誘導
フィプロニルは水中・土壌中でさまざまな代謝経路により分
体が生成する。フィプロニル-スルフィドはシアノ部分の加水
解する。以下に、主な代謝経路を挙げる。(1)加水分解による
分解によりカルボン酸誘導体に至る。
アミド代謝物、(2)酸化によるフィプロニル-スルホン、(3)お
土壌中ではトリフルオロメチルスルフィニル部分の開裂後
もに嫌気条件下で、還元によるフィプロニル-スルフィド
にデトリフルオロメチルスルフィニル-フィプロニルが生じ
(Raveton et al. 2007)。さらに光分解も起き、デスルフィニル-
る(FAO fipronil)。
フィプロニルと他のアニリン誘導体が生成する(Raveton et
実験室での収着および浸出試験で、フィプロニルとその主
al. 2006)。水および土壌表層中両方で生じる少量の光分解生
な代謝産物は土壌中の移動性がわずかであることが示された
成物はスルホン酸誘導体である。地表水中のフィプロニルは
(IUPAC 2014)。
暗い環境下で安定であることが示された。しかし代謝を決め
28 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:5–34 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
結論
謝辞
本稿は、国際浸透性殺虫剤タスクフォースのバリ
（2010）
、バース（2011）
、ケンブリッジ（2012）
、モンテグロ
本稿ではネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルが商業
ット、パドバ（2012）
、ルーヴァン=ラ=ヌーブ（2013）
、レニ
的に成功した主な理由の一端をまとめ、過去25年の世界的な
ャーロ、パドバ（2013）での総会での議論により有益な示唆
殺虫剤市場における急速な市場占有率の拡大を論証した。物
を得た。この仕事は the Triodos Foundation’s Support Fund for
理化学的特性[Bonmatin et al.により詳述(2014)]については、
Independent Research on Bee Decline and Systemic Pesticides.により
とくに水溶性、pKa、Kowなどにより浸透性が説明され、すべ
資金提供を受けた。この支援基金は、Adessium Foundation (オラ
ての植物組織内での吸着・移行が可能になることが示された。
ンダ), アクト・ビヨンド・トラスト(日本), ユトレヒト大学(オラ
これらh残留性が高く(例、イミダクロプリド土壌中半減期は
ンダ), Stichting Triodos Foundation (オランダ), Gesellschaft fuer
約6か月)、神経毒性がある。ネオニコチノイド系殺虫剤は哺
Schmetterlingsschutz (ドイツ),M.A.O.C. Gravin van Bylandt Stichting
乳動物などの脊椎動物と比較すると、節足動物のニコチン性
(オランダ), Zukunft Stiftung Landwirtschaft (ドイツ), Study
アセチルコリン受容体に対する親和性が非常に高い。フィプ
Association Storm (Student Association Environmental Sciences
ロニルは昆虫のGABA受容体に特異的に作用する。このこと
Utrecht University), Deutscher Berufs- und Erwerbsimkerbund e. V.
が有機リン系やカーバメート系のような一部の先行する殺虫
(ドイツ), Gemeinschaft der europäischen Buckfastimker e. V. (ドイ
剤よりも使用者や消費者への危険性が低く、非常に有用な殺
ツ) と市民の寄付により賄われた。寄付者は研究のデザイン、デ
虫剤の裏付けとなっている。さらに、その作用機序により新
ータ収集、分析、出版の決定、原稿の作成に一切関与しなかった。
機軸の害虫防除が可能になり、他の化学物質や微生物との相
乗効果から利益を得ることができる。
結果として農業、
園芸、
オープンアクセス 本稿は原作者および発行元より与えら
果樹栽培、林業、動物用医薬品、養魚業の無脊椎動物防除、
れた使用、頒布、複製をあらゆる媒体で許可するクリエイテ
種子コーティング、
根部浸漬など、
幅広い目的に用いられる。
ィブ・コモンズ・ライセンスの名の許に頒布されるものであ
しかし、
同時にこれらの特性が問題を引き起こすこともある。
る。
具体的には、それらの幅広い普及(Main et al. 2014)、予防的
施用や、植物への浸透性、無脊椎動物に示す広範な毒性、親
化合物やその代謝産物の残留性や環境内運命が、広範な非標
的生物に有害性をもたらしうる。本総説では世界中の文献を
まとめたが、続報では上記の危険性の異なる局面が検討され
ている。Pisaら(2014)とGibbonsら(2014)は、非標的の無脊椎・
脊椎動物に及ぼす潜在的影響をそれぞれ詳細に研究した。
Chagnonら(2014)は生態系機能および生態系サービスへの大
規模使用の危険性を検討した。これらの研究は、ネオニコチ
ノイド系殺虫剤は残留性があり、低濃度でも環境に望ましく
ない影響を及ぼす深刻な危険性があることの証拠が積み重な
りつつあり(Tennekes and Sánchez- Bayo 2011; Roessink et al.
2013)、それ故、現在の農業や森林業には別の選択肢もあるこ
とを考慮すると、ネオニコチノイド系殺虫剤に過度の信頼を
置き続けることには疑問を持たざるを得ないと結論した
(Furlan and Kreutzweiser 2014)。
付記
最初の責任著者以外の著者名はアルファベット順である。全
員利益相反はない。ほとんどの著者は公的機関か大学に勤務
しているが、例外はユトレヒト大学と技術センターCARI (主
に公的資金により運営されている)のNSD、バグライフ（無脊
椎動物保護に貢献する英国の慈善団体）に雇用されている
VAR、RSPB (英国の野生動物保護慈善団体)に雇用されてい
るDWG、
Stirling Triodos Foundationから資金援助を受けている
DNである。
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based on results obtained from the second year (2010) activity of the
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36 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:5–34 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
Discovery and characterization of sulfoxaflor, a novel insecticide
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第 3 章 環境運命と曝露 37
浸透性殺虫剤による生物多様性と生態系への影響に関する世界的な統合評価書
環境運命と曝露; ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニル
J .-M. Bonmatin・C. Gior io・V. Gir olami・D. Goulson・D. P. Kr eutzweiser ・
C. Kr upke・M. liess・E. Long・M. Mar zar o・E. A. D. Mitchell・
D. A. Noome・N. Simon-Delso・A. Tappar o
受付：2014 年 5 月 27 日 採用：2014 年 7 月 11 日オンライン出版：2014 年 8 月 7 日
Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 DOI 10.1007/s11356-014-3332-7
© The Author(s) 2014. This article is published with open access at Springerlink.com
ネオニコチノイド研究会監訳初版：2015年4月30日
要約 浸透性殺虫剤は、葉面散布、種子処理、および土
土壌および土壌水の汚染ならびにそれらへの蓄積、水路へ
壌灌注処理などの多種多様な方法により植物に施用され
の流出、非標的植物による根や葉に付着した粉塵を経由し
る。ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルは、世界で
た殺虫剤の取込みなど多くの経路によって発生する。土壌
もっとも広く利用される殺虫剤の一つである。その普及は、
中、水中、および非標的作物中の残留性のデータにはばら
無脊椎動物への強い毒性や、簡便で融通の利く広範囲の施
つきがあるが長い期間残留する可能性がある。たとえばネ
用方法、長期の残留性、そして対象作物全体に確実に行き
オニコチノイド系殺虫剤の土壌半減期は、1,000 日を超え
渡らせる浸透性などの特性によるところが大きい。しかし、
ることがあり反復使用で蓄積する可能性がある。同様に木
これらの特性は他方では環境汚染を引き起こし、非標的生
本植物では 1 年を超えて残留することがある。分解は毒性
物の曝露の確率を上昇させる。環境汚染は、コーティング
代謝産物の発生につながるが、それらの環境中濃度が測定
した種子を条（すじ）播きする間に発生する粉塵や、農地
されることはめったにない。概して農業環境中およびその
隣接地域の土壌や水路や植物は、さまざまな濃度のネオニ
Responsible editor: Philippe Garrigues
J. M. Bonmatin (corresponding author)
Centre National de la Recherche Scientifique,
Centre de Biophysique Moléculaire, Rue Charles Sadron,
45071 Orléans cedex 02, France
e-mail: bonmatin@cnrs-orleans.fr
C. Giorio
Department of Chemistry, University of Cambridge, Lensfield
Road, CB2 1EW Cambridge, UK
V. Girolami :M. Marzaro
Dipartimento di Agronomia Animali Alimenti Risorse
Naturali e Ambiente, Università degli Studi di Padova,
Agripolis, viale dell’ Università 16, 35020 Legnaro, Padova,
Italy
M. Liess
Department of System-Ecotoxicology, Helmholtz Centre for
Environmental Research - UFZ, 04318 Leipzig, Germany
E. A. D. Mitchell
Laboratory of Soil Biology, University of Neuchatel, Rue
Emile Argand 11, 2000 Neuchatel, Switzerland
E. A. D. Mitchell
Jardin Botanique de Neuchâtel, Chemin du
Perthuis-du-Sault 58, 2000 Neuchâtel, Switzerland
D. A. Noome
Task Force on Systemic Pesticides, Pertuis-du-Sault, 2000
Neuchâtel, Switzerland
D. Goulson
School of Life Sciences, University of Sussex, Falmer, Sussex
BN1 9QG, UK
D. A. Noome
Kijani, Kasungu National Park, Private Bag 151, Lilongwe,
Malawi
D. P. Kreutzweiser
Canadian Forest Service, Natural Resources Canada, 1219
Queen Street East, Sault Ste Marie, ON, Canada P6A 2E5
N. Simon-Delso
Environmental Sciences, Copernicus Institute, Utrecht
University, Heidelberglaan 2, 3584 CS Utrecht, The
Netherlands
C. Krupke : E. Long
Department of Entomology, Purdue University, West
Lafayette, IN 47907-2089, USA
A. Tapparo
Dipartimento di Scienze Chimiche, Università degli Studi di
Padova, via Marzolo 1, 35131 Padova, Italy
38 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
コチノイド系殺虫剤あるいはフィプロニルの混合物、なら
物によって取り込まれ、植物組織間を循環し(おもに木部
びにその代謝産物で汚染されていることを示す十分な証
輸送を介する)、ある一定期間植物を多種多様な吸汁昆虫
拠がある（土壌は 10 億分の 1 (ppb)～100 万分の 1 (ppm)
や節足動物から守る(Nauen et al. 2008; Magalhaes et al.
の範囲、水は 1 兆分の 1 (ppt)～ppb の範囲、植物は ppb
2009)。この浸透作用により、広範な作物の保護のために
～ppm の範囲）。このような広範な環境汚染により非標的
さまざまな場面に対応した複数の方法での施用が可能で
動物の慢性曝露（時として急性曝露）への経路が多様化す
ある。さらにネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルは
る。たとえば授粉昆虫は、種子の条播き時の粉塵への直接
多くの昆虫種に強い毒性を示すが、脊椎動物に対しては現
的な接触や、種子処理作物からの花粉や花蜜や溢液の摂取、
在使用されている他系列の殺虫剤と比べると毒性は比較
水の摂取、処理作物近傍で生育する野生の花や木からの汚
的弱い(US EPA 2003)。したがって、これらの殺虫剤は害
染花粉や花蜜の摂取などによって曝露する。世界中でミツ
虫に対して特異的に作用しながら一部の非標的生物への
バチの蜂群における食糧備蓄を調べた調査は、蜂群が日常
影響を抑えることが可能である(Tomizawa and Casida
的かつ慢性的に、ネオニコチノイド系殺虫剤やフィプロニ
2003, 2005; Tingle et al. 2003)。しかし過去 10 年間にこれ
ル、およびにそれらの代謝産物(通常は 1～100 ppb の範囲)
らの殺虫剤の環境運命および環境影響に関するいくつか
に曝露されていること、そして一部が他のネオニコチノイ
の懸念が生じ（土壌残留性、管理された形のあるいは野生
ド系殺虫剤と相乗的に作用することが知られている殺虫
の授粉昆虫および他の非標的無脊椎動物への影響、処理種
剤と混ざって曝露されていることを実証した。他の非標的
子の播種時における未処理地域の汚染の可能性）、これら
生物とくに農地の非作物植物を食べる土壌生物、水生生物、
の殺虫剤の広範な使用に伴う潜在的な危険性が浮き彫り
および草食性昆虫は必然的に曝露を受けるが、これらの生
にされた(Goulson 2013)。最近、種子処理用の殺虫剤の使
物群でのデータは一般的に不足している。本稿ではこれら
用によるハチの急性中毒が特定され、とりわけ汚染された
の殺虫剤や代謝産物の物理化学的性質に関する知見のあ
溢液を経由した曝露や(Girolami et al. 2009; Tapparo et al.
らましを述べ、またそれらの物理化学的性質を現代の農法
2011)、処理された種子の播種中に播種機によって放出さ
に照らし合わせ、環境運命に関する現状の知識を要約する。
れる粉塵へ飛翔中のハチの直接曝露に起因することが示
された(Girolami et al. 2012; Krupke et al. 2012; Tapparo et
キーワード ネオニコチノイド系殺虫剤・フィプロニル・
al. 2012)。浸透性殺虫剤によって一部の非標的生物が影響
水・土壌・粉塵・植物・溢液・花粉・非標的、ミツバチ・
を受ける危険が生じるとする証拠が増えていることを鑑
無脊椎動物・脊椎動物
みると(Bijleveld van Lexmond et al. 2014, 本特集号)、こ
れらの殺虫剤の環境運命および曝露経路に関する文献を
精査、統合することが望ましい。
はじめに
ネオニコチノイド系殺虫剤は、現在 120 か国以上で害虫処
理のため認可され、世界でもっとも売れ行きが良く広く使
われている殺虫剤である(Jeschke et al. 2011; Van der
Sluijs et al. 2013; Simon-Delso et al. 2014, 本特集号)。ネオ
化学的性質
揮発性(大気)
ニコチノイド系殺虫剤はアセチルコリン受容体を作動す
る神経毒の殺虫剤であり(Matsuda et al. 2005)、動物用から
都市美化、多くの農業システムにおける作物保護剤として
の使用など、さまざまな場で使用される。その施用は、地
上植物への葉面散布、根に注ぐ土壌灌注、あるいは樹幹注
入など複数の方法がある。しかし世界的にはネオニコチノ
イド系殺虫剤の全用途のおよそ 60％は、種子処理剤や土
壌処理剤としての施用であると推測される(Jeschke et al.
2011)。
本評価書で検討された浸透性殺虫剤(ネオニコチノイド系
殺虫剤とフィプロニル) は、いずれも蒸気圧が高くない。
これらの殺虫剤の蒸気圧は、公的な記録によると 2.8 x 10−8
～0.002 mPa(25℃)である。その低い揮発性により、これら
の殺虫剤が気中に存在するのは噴霧散布時の短時間のみ
である可能性がある。
土壌粒子(土壌)への収着
現在多く出回っている他種の殺虫剤からネオニコチノ
イド系殺虫剤を区別する重要な特徴は、その浸透性である。
ネオニコチノイド系殺虫剤は比較的分子量が小さく、水溶
性が高い。ネオニコチノイド系殺虫剤とその代謝産物は植
ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルは土壌粒子に
収着するので、土壌断面からの浸出性は低い。イミダクロ
プリドの収着性は土壌の有機物・粘土鉱物含有量と正に相
関したが、脱着性は低温および低殺虫剤濃度でより低くな
第 3 章 環境運命と曝露 39
った(Cox et al. 1997, 1998a, b, c; Broznic and Milin 2012;
テンピラムの 590,000 mg/L(高値)に及ぶ(Carbo et al. 2008;
Broznic et al. 2012)。対照的な土性を有する土壌 4 試料と
Jeschke et al. 2011; PPDB 2012) (表 1)。ネオニコチノイド
対照砂カラム 1 試料の比較研究により、27～69％のイミダ
系殺虫剤と比較すると、フィプロニルの溶解度は同一条件
クロプリドが浸出した (砂カラムでは 97％) (Selim et al.
下で 3.78 mg/L とより低く、分子量は 437.15 g/mol とより
2010)。有機物の含有率がもっとも高い(3.5％)土壌におい
大きい (Tingle et al. 2003)。しかし、溶解度は 1.90 mg/L
て、移動性はもっとも低かったが、これは殺虫剤の官能基
(pH 5)～2.40 mg/L(pH 9)とさらに低いという報告がある。
と土壌有機物のフェノール性ヒドロキシ基やカルボン酸
市販の剤形にはしばしば有効成分の挙動を変える添加
基などの官能基との間の親水性相互作用による。ピート
剤が含まれていることは注目すべきである。たとえば、あ
(泥炭)とタンニン酸が移動性に及ぼす影響に関する研究で、
る種の共重合体（コポリマー）がフィプロニルの溶解性や
土壌中におけるイミダクロプリド動態への有機物の質の
浸透性を向上させるために用いられる(Dieckmann et al.
重要性が説明された(Flores-Céspedes et al. 2002)。フィプ
2010a, b, c) (米国特許)。浸出挙動測定試験で Gupta ら
ロニルとその代謝産物(デスルフィニル、スルフィド、ス
(2002)によると、イミダクロプリドの市販の剤形は分析用
ルホン)では収着係数が異なる(Ying and Kookana 2006)。
の標準物質より常に浸出能が高かった。これは、添加した
ネオニコチノイド系殺虫剤やフィプロニルそしてそれら
界面活性剤により殺虫剤の溶解性や懸濁性を長時間保た
の代謝産物も淡水・海水域の水底を形成する堆積物中の粒
れることに起因する。
子に収着する(例、Bobe et al. 1997; Baird et al. 2013)。Bobe
ら(1997)によると、散布から 1 週間以内にフィプロニル残
留物が水中から底質へ移行した。
環境運命―非生物的
溶解性(水中)
大気―ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルに
よる環境暴露、汚染粉塵
一般論として化学物質の浸透性は溶解度の増加に伴って
高まるが、これは製剤中の有効成分分布の均一性の向上
種子コーティングは世界中の農業におけるネオニコチノ
(Koltzenburg et al. 2010)ならびに化学物質の生物学的利
イド系殺虫剤の主要な施用方法である。この施用方法は、
用能の増大(Pierobon et al. 2008)による。化学物質の輸送
飛散（ドリフト）を減少させることで非標的生物への影響
および移行は溶解度と正に相関する(Chamberlain 1992)。
を最小限に抑える ‟より安全な”選択肢と当初は考えられ
ネオニコチノイド系殺虫剤の水溶解度は、水温や pH の他
た(Ahmed et al. 2001; Koch et al. 2005)。環境汚染が処理さ
に、施用する殺虫剤の物理的性状など複数の要因によって
れた種子の使用に起因するということは理屈に合わない
決まる。ネオニコチノイド系殺虫剤の分子量はジノテフラ
と考えられるが、この広く用いられている施用方法によっ
ンの 202.21g/mol～チアメトキサムの 291.71 g/mol で、溶
て種子に付着させた殺虫剤が遊離する可能性があり、実際
解度(20℃、pH 7)はチアクロプリドの 184 mg/L(低値)～ニ
に遊離していることが多くの証拠により示された。われわ
表 1 浸透性殺虫剤各種の浸出性( PPDB 2012)
20℃, pH 7 での水溶
GUS 浸 透 可 能 性 指
水中光分解半減期、
水-堆積物半減期、
解度（mg/L）
数
DT50（日）
、pH7
DT50（日）
アセタミプリド
2,950（高い）
0.94 (非常に低い)
34 (安定)
-
クロチアニジン
340 (中等度)
4.91 (非常に高い)
0.1（早い）-安定 a
56.4 (やや早い)
ジノテフラン
39,830 (高い)
4.95 (非常に低い)
0.2 (早い)
-
フィプロニル
3.78 (低い)
2.45 (中等度)
0.33 (早い)
68 (やや早い)
イミダクロプリド
610 (高い)
3.76 (高い)
0.2 (早い)
129 (遅い)
ニテンピラム
590,000 (高い)
2.01 (中等度)
-
-
チアクロプリド
184 (中等度)
1.44 (低い)
安定
28 (早い)
チアメトキサム
4,100 (高い)
3.82 (高い)
2.7 (やや早い)
40 (やや早い)
殺虫剤
40 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
れはネオニコチノイド処理した種子を播く際に発生する
ネオニコチノイド汚染粉塵の拡散は、播種時の種子潤滑剤
粉塵に着目した研究を精査し、拡散した粉塵を浴びるミツ
の添加により悪化することが現在では知られている。たと
バチにもたらされる急性毒性の危険性を明らかにする。さ
えば北米では、摩擦を抑え播種時に滑らかに流れるように
らに非対象地域へのこれらの殺虫剤の飛散を低減するた
種子を微粉状のタルク（滑石）やグラファイト（黒鉛）、
めに現在行われている取組みについて概説する。
あるいはこれら鉱物の混合物と混ぜ合わせるのが一般的
である(Krupke et al. 2012)。潤滑剤は殺虫剤処理した種子
歴史と背景
とともに播種機に直接添加されるため、播種行程中に若干
の潤滑剤粉末が種子に付着し損なうことは避けられない。
ネオニコチノイド系殺虫剤あるいはフィプロニルで処理
この残った潤滑剤が播種機中にとどまり、直ぐに(すなわ
された種子から生じた殺虫剤に汚染された粉塵に対する
ち播種中に)あるいは後で播種機を洗浄する際に排出され
懸念は、処理トウモロコシの春の播種後に数か国でミツバ
る。この粉末は処理種子に直接接触するため、剥がれた種
チが異常レベルで消失したという報告に始まる。こうした
子コーティング剤の担体の役目を果す。実際、残った潤滑
事例は 1999 年まで遡り、最近では 2013 年にイタリア、フ
剤タルクには殺菌剤のメタラキシルやトリフロキシスト
ランス、スロベニア、ドイツ、米国、カナダで報告された
ロビンおよびネオニコチノイド有効成分など、高濃度（最
(Greatti et al. 2003; Pistorius et al. 2009; Krupke et al.
高 15,000 µg/g）の種子処理剤が含まれており(Krupke et al.
2012; Van der Geest 2012; PMRA 2013)。全例で死んだハチ
2012)、これはミツバチにとって接触による致死量を数桁
や瀕死のハチが巣箱の入り口付近で多数見つかった。これ
上回る濃度である。
らの多くは採餌蜂であるが、米国で 2010 年と 2011 年に報
ネオニコチノイド汚染粉塵は、非標的生物に対しさまざ
告された事例では、死んだハチの多くには羽化したばかり
まな経路（過程）により危険を及ぼす。たとえば周辺植生
の育児バチを想起させる特徴的な軟毛が生えていた(C.
上に付着する剥離した殺虫剤粒子は、顕花植物(虫媒作物、
Krupke, 未公表データ)。影響を受けた巣箱内に貯蔵され
被覆作物、雑草など)を汚染する可能性があり、これらの
ていた花粉中に、種子処理に用いられたネオニコチノイド
花資源を利用する授粉昆虫にとって曝露経路の一つとな
系殺虫剤が一定の割合で検出された(Krupke et al. 2012)。
る (Greatti et al. 2003)。実際にクロチアニジン処理トウモ
ハチの死の発生は処理された種子の播種に相関していた
ロコシの播種の後、ミツバチにとって季節（時期）始めの
ことから、播種時・直後の両時期において予想されるミツ
主要な花資源であるタンポポで、ネオニコチノイド系殺虫
バチの曝露経路に多くの関心が集まっている。
剤クロチアニジンの残留物が最高で 9 ng/g 検出された
最初に汚染粉塵がミツバチの残留ネオニコチノイド系
(Krupke et al. 2012)。汚染粉塵への曝露は、粉塵雲や植生
殺虫剤への曝露経路ではないかと、Greatti ら(2003)によ
上の付着物への接触であろうと、汚染植物の生成物(花粉
る調査から疑われた。この調査で近代的な空気式播種機の
や花蜜)の摂取によろうと、非標的生物に危険を及ぼし得
播種時の排気中に高濃度のネオニコチノイド有効成分が
る。実際にトウモロコシの播種期に米国で消失した蜂群か
出現し、作付けたばかりの区域の周辺植生上にもきわめて
ら採取された貯蔵花粉試料中に、種子処理殺虫剤のクロチ
低濃度レベル (ng/g)とはいえ検出されることが示された。
アニジンとチアメトキサムが高濃度(20 ng/g 以上)で検出
この知見に基づき、大気・周辺環境汚染は、播種中に穀粒
された(Krupke et al. 2012)。種子処理作物の花および花蜜
からコーティング剤が剥離し、その後播種機の排気送風機
から検出された殺虫剤の濃度は、植付けしたばかりの区域
を介して殺虫剤粒子が環境中に排出されたことによると
で採餌するミツバチに急性毒性を発現する濃度より低い
考えられるようになった。この発見がネオニコチノイド処
ことに注目する必要がある。したがって、この曝露経路が
理種子からの殺虫剤の飛散という現在広く受け入れられ
播種時期におけるミツバチの高死亡率を説明するとは考
ている機序の根拠となっている。実際、より最近の研究に
えにくい。それ以外の播種時の非標的生物の曝露経路とし
よれば、処理種子の播種は播種機の周辺に“有毒な”粉塵雲
て、飛翔中(たとえば、処理種子がまかれた地域を通り抜
を発生させ、殺虫剤粒子の濃度は 30 µg/m3 レベルに達し、
ける授粉昆虫の採餌飛翔中)に汚染粉塵と直接接触する可
これは 1 回の飛翔でそばを通り過ぎるハチを殺すのに十
能性が挙げられる。飛翔中の曝露は、体表上に大量の軟毛
分な濃度であった (Girolami et al. 2012, 2013)。対照的に
をもつミツバチのような生物にとって特別な意味がある。
既に播種された地区に隣接する露地植生から集めた溢液
この軟毛は、ミツバチが空中に分散している微粒子を集め
および露は、いずれもハチに対して急性毒性の危険性を示
保持しやすくし、さらに空気との静電気摩擦を生じさせ、
さなかった (Marzaro et al. 2011)。
ハチによる微粒子誘引性を高める(Vaknin et al. 2000)。
Girolami ら(2012)と Tapparo ら(2012)は、播種機による粉
研究の進展
塵雲を通って飛ぶようにミツバチを条件付けることによ
第 3 章 環境運命と曝露 41
って採餌バチが飛翔中に致死量の残留ネオニコチノイド
塵によって直接汚染される可能性があると認めた(EFSA
系殺虫剤を浴びる可能性があり、その濃度は一匹あたり
2013a, b, c, d)。同様に米国の環境保護庁(EPA)は最近の白
50 ng～1,200 ng に及ぶことを実証した(Girolami et al.
書の中で、播種機による粉塵は懸念事項であり問題となる
2012; Tapparo et al. 2012)。1,200 ng は一匹あたりの致死量
曝露経路の１つであることを明らかにし、送粉性昆虫の危
20 ng の 60 倍である(US EPA 1993)。したがって、Tapparo
険性評価をするよう提言した(US EPA 2013)。
ら(2012)により確認された濃度での残留殺虫剤への曝露が
ミツバチに急性毒性を誘発することは疑いの余地がなく、
結論
さらにこの飛翔中の汚染粉塵への曝露機序により、世界各
地でネオニコチノイド処理種子播種期に死んだミツバチ
播種機から出るネオニコチノイド系殺虫剤および他の種
や瀕死のミツバチが観察されたことが説明できるかもし
子処理剤を含有する汚染粉塵の相対的な重要性と、それに
れない。その上、ネオニコチノイド系殺虫剤の作物への莫
付随するミツバチおよび他の非標的生物の健康状態に及
大な規模と頻度の施用（たとえば、トウモロコシ、ダイズ、
ぼす影響について、これらの殺虫剤が初めて製品登録され
コムギ、ナタネの大半）が時期的に春の花の開花と重なる
て以来議論されてきた(Schnier et al. 2003)。汚染粉塵を浴
ことにより、空間的にハチの飛翔経路が多くの地域におけ
びたミツバチに死亡事象が発生することは今では一般に
る播種作業と重なり合う状況が作り出されるかもしれな
認められているが、種子処理およびミツバチの健康への影
い。その結果、農地の近くでハチが採餌するため飛翔中に、
響に関する最近の総説では、この曝露源がもつ重要性に差
播種機から排出される致死量の殺虫剤に曝露するという
がみられる(Cresswell 2011; Goulson 2013; Nuyttens et al.
光景がみられる危険性が高まっているのである。
2013)。播種機による汚染粉塵の影響は、ミツバチのよう
広範囲に及ぶ授粉昆虫への危険性を鑑み、近年では汚染
な人工的に管理された授粉昆虫については詳しく調査さ
粉塵の拡散を低減する努力がなされている。覆土前に播溝
れているが、他の授粉昆虫、とくに単独行動種や採餌半径
へ種子粉塵を落下させるさまざまな道具(いわゆる“そら
が小さい種の場合には、ほとんどがまだ調査されていない。
せ板”と総称される)を用いた播種装置の改良、ならびに種
非標的の土地、水路、およびそこに生息する生物に対する、
子処理剤の品質改善などである。こうした方策は播種機か
汚染粉塵の拡散が短期および長期に及ぼす影響は現在の
らの粉塵移動を抑制する可能性があるが(Nikolakis et al.
ところ不明である。しかし世界中で年間何百万ヘクタール
2009; Balsari et al. 2013)、種子処理剤の品質改変や播種機
にわたって処理種子が播かれていることを鑑みると、ネオ
の改良によっても、処理種子の播種期のミツバチ死亡の発
ニコチノイド汚染粉塵は、非標的生物にとって主要な曝露
生をなくせないということが、野外実験により示唆された
経路として際立っている。
(Girolami et al. 2012, 2013; Tapparo et al. 2012)。その上、
そらせ板の追加による機器の改良は労力と時間を要し、こ
土壌―土壌中におけるネオニコチノイド系殺虫剤の環境
うした改変が種子置床の正確さや精度に影響すれば逆効
運命および環境曝露
果になりかねない(Pochi et al. 2012)。まとめると、この選
択肢は以上の要因により栽培者や播種機製造者にとって
はじめに
魅力が少ない。さらに北米の播種装置に使用される潤滑剤
(タルクやグラファイト)は播種時に種皮から殺虫剤を剥が
前述のように、農作物の病害虫を防除するための浸透性の
すので、摩耗性が低い潤滑剤に移行する努力がされている。
ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの主な施用方
バイエル クロップサイエンス社（Bayer CropSciences）
法は、処理種子の播種である。その他の方法として、殺虫
は、最近、処理種子を播く際に生じる粉塵を減らす新規の
剤を直接土壌に散布し植物に取り込ませる、茎部注入によ
粉末潤滑剤を開発した。この粉末は流動助剤（“fluency
って植物自体に施用する(Tattar et al. 1998; Kreutzweiser
agent” ）として知られ、北米の生産圃場で試験が行われ
et al. 2009) などがある。残留殺虫剤を含んだ植物体がやが
たが、これまでのところ播種効率や粉塵抑制に関して公表
て分解されると、殺虫剤がより濃縮された形で土壌中にも
されたデータはない。しかしカナダ保健省病害虫管理規制
う一度放出され、さらなる土壌汚染の経路となる
局 [Canadian Pest Management Regulatory Authority
(Horwood 2007)。
(PMRA)] は、近年発生したミツバチの急性中毒の大部分
ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルが地中
は、播種機が放出する粉塵に触れた結果であることを認め、
に生息するミミズや他の無脊椎動物に害を及ぼす危険性
2014 年からはすべてのトウモロコシおよびダイズの処理
があることが証明された(Pisa et al. 2014, 本特集号)。この
種子は流動助剤を使って播くことを義務化した(PMRA
ことは、これらの殺虫剤が土壌の生態系サービスに悪影響
2013) 。 欧 州 食 品 安 全 機 関
[European Food Safety
を及ぼす可能性を示唆する(Chagnon et al. 2014, 本特集
Authority (EFSA)]は、ハチは播種時に播種機周辺で有毒粉
号)。したがって環境への危険性を評価するために、土壌
42 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
中における残留殺虫剤の運命および動態を理解する必要
と計算され、変動範囲が 1 桁であった(Baskaran et al. 1999)。
がある。以下ではネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプ
野外実験での半減期は、米国ジョージア州の湿潤亜熱帯性
ロニルの土壌中における運命に関する文献を精査する。
気候下、芝で覆った土壌での 107 日が最短であった(Cox
2001)が、Belzunces and Tasei(1997)によると半減期は 188
経時的動態
日～249 日だった。しかし、27～229 日、997～1,136 日(実
験室での研究) (Scorza et al. 2004; Fossen 2006)、455～518
ネオニコチノイド系殺虫剤は土壌に直接施用され、種子コ
日(Fernandez-Bayo et al. 2009)、28～46 日(インド) (Sarkar
ーティング剤から土壌中に放出され、根によって吸い上げ
et al. 2001)、そして土壌および床敷き材中では実に 1,000
られ、植物組織に取り込まれる(Mullins 1993)。この植物
日(Baskaran et al. 1999)との報告がある。種子処理区での
による取込みと自然分解により、土壌中濃度は時間ととも
半減期はフランスで約 270 日であった(Bonmatin et al.
に速やかに低下すると信じられている(Horwood 2007)。
2005a)。しかしミネソタの野外実験では、処理から 1 年に
たとえば野外実験では、イミダクロプリドの濃度は播種よ
わたって濃度は低下しなかった(Cox 2001)。米国での土壌
り 30 日後の 652 µg/kg から収穫時(播種後 130 日)までには
半減期は、3、4 ヶ月～1 年以上(US EPA 1993a)に及び、高
11 µg/kg に下がり、未処理土(5 µg/kg)と比べて著しくは
pH の環境ではより長かった(Sarkar et al. 2001)。Goulson
高くなかった(Donnarumma et al. 2011)。オーストラリア
(2013)は、Anon(2006)のデータに基づき英国のローム層で
でシロアリ駆除に用いられたイミダクロプリドやフィプ
半減期を 1,250 日と計算した。
ロニルなど数種の殺虫剤で自然分解が試験され、1 年後の
クロチアニジンの土壌半減期はイミダクロプリドと比
濃度は元の場所の 1 地点で 95％、別地点で 50％減少した
べて変動範囲がより大きく、148 日～約 7,000 日と計算さ
(Horwood 2007)。
れた(DeCant 2010)。しかし土壌表層部では紫外線により
とはいえネオニコチノイド系殺虫剤は土壌中に長期間
速かに分解した(Gupta et al. 2008a)。Goulson(2013)が他の
(数か月～数年)検出可能な濃度で存在し続ける可能性があ
ネオニコチノイド系殺虫剤の推定土壌半減期（DT50）を
る。Bonmatin ら(2005a)は、フランスにおける幅広い気候
検討したところ、アセタミプリド 31～450 日、ジノテフラ
や土壌タイプ、および農法での土壌試料 74 件でイミダク
ン 75～82 日、ニテンピラム 8 日、チアクロプリド 3.4～＞
ロプリド濃度を分析した。91％の試料からイミダクロプリ
1,000 日、チアメトキサム 7～335 日だった。
ドが検出(＞0.1 µg/kg)されたが、同年中に処理種子が播か
フィプロニルの土壌半減期は、実験室(砂壌土)で 122～
れたのは当該農地の 15％だけであった。同年に処理種子
128 日であった。野外実験では 3～7.3 か月に及んだ(US
を播種した土壌では 100％検出できたはずである。調査の
EPA 1996)が、ワタ畑における実験では 24 日であった
1 年前または 2 年前に処理種子を播種した土壌での検出率
(Gunasekara et al. 2007; Chopra et al. 2011)。
は 97％であった。興味深いことに処理種子を分析の 1 年
前に播種した土壌より、分析前の 2 年間連続して播種した
含水量(土壌)の影響
土壌の方が濃度は高く(Bonmatin et al. 2005a)、これはイミ
ダクロプリドが土壌中に徐々に蓄積する可能性を示す。こ
前述した半減期の変動範囲は非常に広く見えるが、これは
の知見は、環境中でネオニコチノイド系殺虫剤の長期残留
一つには環境状態によって説明が可能である。アセタミプ
性があったとする他の研究者の結果と一致する (Fossen
リドの半減期は土壌状態に強く左右され、圃場乾燥状態
2006; Gupta and Gajbhiye 2007)。対照的に、Bonmatin ら
(施用量 1 µg/g 風乾土および 10 µg/g 風乾土でそれぞれ
(2005a)によると有機農法を行った農地ではネオニコチノ
150.5 日および 125.4 日)では、圃場容水量状態(17.4 日およ
イド残留物は検出限界以下であった。
び 15.7 日)および湛水状態(19.2 日および 29.8 日)と比べ
10 倍近く長かった(Gupta and Gajbhiye 2007)。同様の結果
半減期―変動範囲(土壌)
がチアメトキサムの実験室研究で得られており、浸水状態
から圃場容水量状態に、そして乾燥状態になるに伴い半減
土壌中でのネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの
期は長くなった(それぞれ 46.3～75.3 日、91.2～94.1 日、
分解は、土壌の質(とくに土性および有機物含有量)、紫外
200.7～301 日) (Gupta et al. 2008b)。
線放射(表面分解に関して)、水分、地温、pH などの因子
同じくオーストラリアの赤色アースローム層でのフィ
によって決まるため場所によって異なる。半減期が熱帯地
プロニルの半減期は、含水量が最大容水量(MWHC)の
方より中・高緯度地方で長い理由として、短い日照時間、
60％での 68 日から、15％では 198 日へと延長した。それ
弱い太陽光量、および低温がある。
に比べ、MWHC の 90％と 165％の間では有意差はなかっ
イミダクロプリドの土壌半減期は施用後 100～1,230 日
た(Ying and Kookana 2006)。
第 3 章 環境運命と曝露 43
これらの結果は分解が微生物活性と関連することを示
土壌に含まれる水中の溶質分子の濃度や物理化学的性質
唆し、その活性は土壌が乾燥した状態では大幅に低下し、
と(2) 土壌粒子への収着、の二つである。ネオニコチノイ
飽和状態では酸素が少ないため若干低下する。加えて高含
ド系殺虫剤は土壌中で移動するが、このことは地表水およ
水量の土壌で濃度が低いのは、希釈効果によると推論され
び地下水を汚染する潜在的脅威を意味する。
る。土壌中の他の化合物の濃度は土壌含水量との関係で変
殺虫剤の浸出は、地下水および地表水汚染を引き起こす
化することが知られており(Misra and Tyler 1999)、これは
主要メカニズムの一つである。浸出過程は土壌タイプ・殺
ネオニコチノイド系殺虫剤にも当てはまりそうであるが、
虫剤の剤形・施用法の違いによってかなりばらつきがある
我々が知る限り直接調査は行われていない。土壌含水量に
(Gupta et al. 2002; Huseth and Groves 2014)。土中の割れ
よる溶質濃度の変化は、土壌生物に影響を及ぼし維管束植
目や他の大孔(ミミズの穴、根の通路など)の存在、あるい
物からの溢液中の殺虫剤濃度にも影響を及ぼす可能性が
は構造が未発達な土壌は、化学的・生物学的に反応性がも
ある。実際にトウモロコシ苗から集めた溢液中のチアメト
っとも高い表土を迂回する選択流の形成につながり、その
キサム濃度は土壌含水量が低い状態では高い状態に比べ
結果、殺虫剤の移動性を高める(Scorza et al. 2004)。
て高く、この見解を裏付けた(Tapparo et al. 2011)。
物質の浸出能の確認方法の一つは、地下水の偏在スコア
用量依存性の減衰
（GUS）による。GUS は、吸着係数(Koc)と土壌半減期
(DT50)から次のような方法で計算する：
殺虫剤の減衰は施用量に左右される。ネオニコチノイド系
殺虫剤ではこのテーマに関する論文は見つかっていない
GUS = log10(DT50)×(4−log10(Koc))
が、フィプロニルでは比較的低い施用量(1 ha あたり活性
成分 56～112 g)で速やかに散逸した(24 日)(Chopra et al.
表 1 に示すように GUS の値から、ジノテフランとクロ
2011)。フィプロニルはまた、オーストラリアの赤色土ロ
チアニジンならびにイミダクロプリドとチアメトキサム
ーム土でも同程度の施用量(1 m あたり活性成分 0.15、0.75、
は高い浸出能を有する殺虫剤、フィプロニルとニテンピラ
3.0 g)で用量依存性の減衰率を示した(Ying and Kookana
ムは浸出の可能性がある殺虫剤に分類される(PPDB 2012)。
2006)。有効成分の 50％が消失するまでの時間は、低施用
他の浸透性殺虫剤と異なりアセタミプリドとチアクロプ
量で 145～166 日、低施用量の 20 倍の高施用量で 514～613
リドは土壌中で速やかに分解するので浸出の危険性は低
日と、約 4 倍に延長した。ネオニコチノイド系殺虫剤では
い。しかし、もっとも多く使われるネオニコチノイド系殺
用量依存性の減衰に関する報告は見当たらないが、我々は
虫剤(イミダクロプリド、クロチアニジン、チアメトキサ
土壌中濃度に影響を及ぼす要因の一つとして、この用量依
ム)は、GUS がそれぞれ 3.7 以上である。
存性の減衰を提起する。
イミダクロプリドは、試験した他系列の農薬である有機
2
リン系殺虫剤クロルピリホスやダイアジノンおよび除草
剤ジウロンなどの一般的な水質汚染物質に比べて、土壌カ
減衰への温度影響
ラムに通すとより速やかに浸出した(Vollner and Klotz
1997; Cox 2001)。米国の環境保護庁(EPA)が行った比較モ
イミダクロプリドの分解は、実験室内における培養実験
デリングによって、芝用殺虫剤 14 種の中でイミダクロプ
(粘土質土壌)において温度依存性が認められた。半減期は、
リドの浸出能が最も高かった(US EPA 1993b)。この高い移
培養温度 5℃、15℃、25℃でそれぞれ 547 日、153 日、85
動性は野外実験でも確認され、イミダクロプリドが灌漑土
日と短くなった(Scorza et al. 2004)。同じ著者は、野外実験
壌中できわめて移動しやすかった(Felsot et al. 1998)。温室
の結果イミダクロプリド濃度は当初急速に低下した(5 月
土壌の場合も同様で、Gonzalez-Pradas ら(2002)によると、
から 9 月の間に 50％)が、寒い季節には著しく変化せず分
温室での初回施用から 2 年以内でイミダクロプリドが土
解への温度の影響を示唆した(Scorza et al. 2004)。高温のイ
中に 40 cm 浸透した。Gupta ら(2002)は、さまざまなイミ
ンド、ニュー・デリーの北西部 100 km のヒサル（Hisar）
ダクロプリドの剤型で浸出挙動を調べ、25 cm カラムの浸
にある実験場ではフィプロニルの分解が早まった(Chopra
出液中でのイミダクロプリド回収率が 28.7％(分析用)～
et al. 2011)。
44.3％(水和剤)と異なった。市販の剤型における高い浸出
能は、製品に加えられた界面活性剤に起因する。さらにイ
浸出など濃度変化を起こす他の要因
ミダクロプリドの浸出の間接的な証明として、土壌への秋
季施用では春季施用に比べてアメリカツガの組織中の濃
植物による取込みや微生物分解とは関係なくネオニコチ
度はほぼ 50％低下した(120 対 220 ppb)(Cowles et al. 2006)。
ノイド系殺虫剤およびフィプロニルの濃度は、土壌中移動
チアメトキサムもまた土壌中で非常に移動しやすい。土壌
によって変化する。土壌中移動を左右する主な要因は：(1)
カラム浸出試験によるとチアメトキサムは、雨量 65 cm 相
44 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
当の水量で使用した量の 66～79％が浸出し土壌中に残留
かけている植物体を餌にしたり、花蜜や花粉を採集したり
物は検出されなかった(Gupta et al. 2008b)。これらの結果
する他の非標的生物に対して、これらの殺虫剤の曝露の危
から、ネオニコチノイド系殺虫剤は土壌断面を垂直方向に
険性が増す。しかし非標的植物で検出される生物学的に意
浸出したり土壌中流路を介して横方向に浸出したりする
味のある濃度がどのくらいであるかとか、その濃度が他の
能力が高く、地表水と地下水を汚染することが示された。
生物にどんな影響を及ぼすかはほとんど分かっていない。
フィプロニルとその代謝産物(デスルフィニル・スルフ
土壌中のネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの
ィド・スルホン誘導体)の移動性を 5 cm の珪岩砂で覆われ
環境運命は、数件の野外調査や実験室研究で調べられてい
たオーストラリアの赤色土ローム土 3 種(砂質、ローム質、
るとはいえまだ確定されていない部分がる。どの過程が半
粘土質)で調べたところ、深さ 15 cm まで移動したが、よ
減期を決定するのかは必ずしも定かではない。イミダクロ
り深い 15～30 cm の位置では微量しか検出されなかった。
プリドの半減期の値は、加水分解(pH 7、25℃で 33～44 日)
しかし試験区は試験経過中にはプラスチックの中敷きと
および光分解(3 時間未満)では定義が明解である(Fossen
繊維セメントで覆われており雨による浸出が制限されて
2006)が、“半減期”という用語は過程に関わりなく土壌中
いた(Ying and Kookana 2006)。同じ著者らは、再充填土壌
で徐々に減少する濃度について論じるときにも使われる。
2 種(それぞれ砂壌土と砂質粘土)を用いた週周期での乾湿
たとえば、Cox によると、“イミダクロプリドの半減期(施
交互の繰り返し試験(7 日間の乾燥後に 20 mm の降雨)につ
用量の半量が分解するか試験場所から散逸するのに要す
いて報告した。フィプロニルが高濃度(3 g/m2、半減期が最
る時間)は、ジョージア州の芝で覆った土壌での 107 日が
長になる有効成分の濃度で並行試験により確認)で処理さ
最短であった” (Cox 2001)。土壌中濃度が減少する過程と
れ臭化物がトレーサーとして用いられた。フィプロニルの
しては、植物による取込みや土壌断面からの浸出(立証さ
移動性はいずれの土壌でも最小で、臭化物の挙動(砂壌土
れた重要な一過程)、水平排水(傾斜地形の場合)、非生物的
では浸出性が高く、粘土質土壌では低かった)とは無関係
および生物的な分解、気化 [(少なくともイミダクロプリド
であった(Ying and Kookana 2006)。どちらかと言えば乾燥
の低揮発性を考えると疑わしい(Fossen 2006)が)]、希釈(測
しているオーストラリアの土壌でも、フィプロニルの移動
定間で土壌水分量が増加する場合)などが挙げられる。
性が限られていることが明らかに示された。年間測定雨量
親化合物の散逸あるいは分解の過程のいくつかは分か
はわずか 432.1 mm であったが、実験後半での降雨により
っているが、ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの
フィプロニルは有意に下方に移動した(Ying and Kookana
分解産物や代謝産物の濃度および動態についてはほとん
2006)。フィプロニルの土壌への収着は土壌有機物により
ど知られていない。土壌中における代謝産物の特性評価お
0.1～6.5％の範囲で増加し(Bobé et al. 1997; Gunasekara et
よび追跡調査の進展は、高感度分析法の欠如と代謝産物の
al. 2007)、このことが異なる濃度のフィプロニルを加えた
化学構造に関する情報や参考資料が多くの場合非公開で
堆肥（コンポスト）で育つ菌類での生物蓄積性の低さを説
一般の研究者が入手できないという事実により妨げられ
明するかもしれない(Carvalho et al. 2014)。
ている。イミダクロプリドの代謝産物に関する非公開の資
料によれば、当初からいくつかの代謝産物が見つかる可能
結論
性と、それらの無脊椎動物への毒性が親化合物より強い可
能性が指摘されていた(Suchail et al. 2001; Simon-Delso et
ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの土壌
al. 2014、本特集号)。
中濃度は、加水分解や光分解、微生物分解、植物による取
込み、土壌粒子への収着、放流水域への浸出などに影響を
水―ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの水なら
受け、通常は施用後速やかに低下する。しかし、土壌状態
びに底質中における環境運命および環境曝露
によっては土壌中濃度は数か月あるいは数年間変わらず
蓄積する場合もある。残留性がもっとも高くなるのは低
はじめに
温・乾燥状態であり、また少なくともネオニコチノイド系
殺虫剤では、そしておそらくフィプロニルでも、有機物含
農薬による地表水汚染は、世界規模で進行する懸念事項で
有量が高い土壌中で残留性が高い。これらの殺虫剤が農業
ある。農薬組成物や施用法の改良は、新しい解決法だけで
の場で広く利用されていることと、農地でよく見られる乾
なく重大な課題も提示した。無脊椎動物に対する高い標的
燥した高有機質土では残留するであろうことを鑑みれば、
特異性と高い汎用性をもつネオニコチノイド系殺虫剤お
農耕地土壌でのそれらの残留物は土壌生物に危険を及ぼ
よびフィプロニルの発明は、害虫管理の新たな時代の到来
す可能性がある(Pisa et al. 2014, 本特集号)。土壌を介した
を告げた(Jeschke and Nauen 2008)。しかし、これらの新
植物による残留物の取込みにより、生きた植物体や腐敗し
しい殺虫剤は道半ばで次々と問題を提起した。浸透性殺虫
第 3 章 環境運命と曝露 45
剤が地下水や地表水を汚染する経路は多数ある。そのため
した。最初の 7 日間における初期低下後、イミダクロプリ
これらの殺虫剤の世界的な使用の増大により、水環境の汚
ド濃度は pH 7 で安定な状態を保っていたが、pH 10 では
染がより高度で大規模になるという懸念がある
低下し続けた。著者らは、イミダクロプリドの DT50 を、
(Overmyer et al. 2005; Tišler et al. 2009)。毒性に加えて残
pH 7 で 182 日、pH 10 で 44.7 日と推定した。しかし Sharkar
留性、代謝産物の特性、汚染源、曝露濃度などは、これら
ら(1999)によると平均半減期は pH 4 では 36.2 日と推定さ
の殺虫剤が水生生物と水界生態系に及ぼす影響を確認す
れたが pH 9 では 41.6 日に増加した。この結果が市販の剤
る上でどれも重要である。水環境中での浸透性殺虫剤の残
形(商品名：コンフィドール、ガウチョ)を使い比較的高い
留性は、野外の諸条件によって変化する。その条件は、太
大気温度範囲（30±5℃）で得られたことは注目に値する。
陽光線への曝露、水素イオン濃度（pH）、温度、微生物群
温度が高くなると分解速度が増加するので、温度が比較的
落の組成、そして殺虫剤の剤型や量などである。
低い大部分の野外条件にこれらの結果は当てはめにくい。
Guzsvány ら(2006)は、4 種類のネオニコチノイド系殺虫
光分解 実験室条件では、光分解が浸透性殺虫剤の水中
剤で pH が分解に及ぼす影響を 23℃で調べたところ、イ
分解に重要な役割を果たす(表 1)。イミダクロプリドは急
ミダクロプリドとチアメトキサムは pH 7 および pH 4 で
速に光分解を受ける(CCME 2007)。しかし、精査したデー
は比較的安定していたが、アルカリ性条件下ではより急速
タには一貫性があまりなかった。たとえば、Tišler ら(2009)
に分解した。同様にフィプロニルの分解は pH に強く依存
は、冷暗環境下(3±2℃)下と室温照明下（21±1℃）で、イミ
し、加水分解半減期は pH 5.5 および pH 7 での 100 日以上
ダクロプリドの分析用標準品をいくつかの濃度（8.75～
から pH 12 での 2.4 時間に減少した(Bobé et al. 1997)。対
140 mg/L）で蒸留水中に保存した。冷暗保存試料は 22 日
照的にアセタミプリドとチアクロプリドは酸性条件下で
間変化しなかったが、室温保存試料は同じ期間に初期濃度
より急速に分解したが、アルカリ性条件下ではおよそ 30
依存性の濃度低下を示し、高濃度(105 および 140 mg/L)で
日間は安定であった。一方イミダクロプリドがアルカリ性
は 24％まで低下したが、低濃度（70 mg/L およびそれ以下）
条件下ではより分解しやすいことを示した報告も数件あ
では変化しなかった。著者らは、室温照明下での濃度低下
る(Zheng and Liu 1999; US EPA 2005 in CCME 2007)。あ
は光分解に起因するとの仮説を立てたが、2 条件間の大き
る実験ではイミダクロプリドは pH 5 および pH 7 では全
な温度差については考慮されていない。
てのサンプリング間隔において加水分解生成物は検出さ
暗条件下では、底質中のネオニコチノイド系殺虫剤およ
れなかったが、pH 9 ではわずかに変化し半減期は 346.5
びフィプロニルの DT50 は大幅に変動する。チアクロプリ
日と計算された (Yoshida 1989 report in CCME 2007)。こ
ドの DT50 は 28 日と最短であったが、イミダクロプリド
れらの結果によればイミダクロプリドは通常の環境で観
の DT50 は 130 日で、最も長く残存した(PPDB 2012)。底
測される pH レベルでは加水分解安定性を示す(CCME
質中のイミダクロプリドに関する結果は、Spiteller(1993)
2007)。
および Krohn と Hellpointner(2002)により確認され、異な
る底質での DT50 値（130 日および 160 日）に関する Tišler
野外条件 大部分のネオニコチノイド系殺虫剤および
ら(2009)の論文で引用された。
フィプロニルは、野外条件下で光を受けると分解するが、
水中への日光透過率は水深、濁度、入射光の波長によって
温度 イミダクロプリドの加水分解速度は、温度上昇に
決まる(Peña et al. 2011)。全体的には、野外条件下での分
伴い増加する(Zheng and Liu 1999; Scorza et al. 2004)。
解では時間とともに濃度のばらつきがみられる。
Zheng らは、イミダクロプリドの土壌半減期に及ぼす温度
Sanchez-Bayo と Goka (2006)は、野外実験でイミダクロ
の影響を調べ、5℃では 547 日、25℃では 89 日であった。
プリドの開始濃度を 240 µg/L とした水田で最初に濃度が
低下したが、まる 4 か月の実験期間中の濃度は 0.75 µg/L
pH 水中でのネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプ
で安定していた。Kreutzweiser ら(2007)によると、実験室
ロニルの分解速度は pH によっても変化する。PPDB(2012)
におけるミクロコズム（小規模な人工生態系）試験で、水
と米国 EPA(2005)の報告によれば、イミダクロプリドは
中でイミダクロプリド(開始濃度 0.001～15.4 mg/L)の分解
pH 5～7 では安定であるが、pH 9 での半減期は 25 °C で
率が経時的に低下し高濃度では 14 日後におよそ 50～60％
およそ 1 年で、pH 増加に伴う DT50 の減少が示唆された。
が散逸した。著者らは、その結果からイミダクロプリドの
Thuyet ら(2013)は、イミダクロプリドおよびフィプロニル
水中濃度は自然界の水域で測定可能な濃度で数週間持続
の分解試験を水田と同等の pH レベルで行った。これらの
する可能性があると結論した。他の研究者たちは、野外条
殺虫剤の散布後に水田で認められる実際の野外濃度に基
件下でイミダクロプリドの地表水中濃度の持続性につい
きイミダクロプリドおよびフィプロニルの初期濃度をそ
て報告した(Van Dijk et al. 2013; Mainet al. 2014)。アナジ
れぞれ 60 µg/L および 3 µg/L とし、18.2±0.4℃で暗所保存
ャコ対策のイミダクロプリド使用登録のための実験で、イ
46 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
ミダクロプリドが米国ウィラパ（Willapa）湾の干潟に 3
つながるおそれがある。その原因には意図的でない過度の
段階の散布量(0.28、0.56、1.12 g a.i./ha)で散布された。28
噴霧、不注意な散布、風による分散などが挙げられる。そ
日後イミダクロプリドは底質で依然として検出可能であ
の上、播種時に出る処理種子からの粉塵は、隣接地に飛散
った[検出限界(LOD) 2.5 ng/g]。しかし水からは速やかに
する可能性がある。EFSA(2013b, f)によると、周辺植生へ
消失し、散布翌日には 3 試験区画の 1 区画でのみ検出可能
の粉塵飛散の付着率は、テンサイの 0.01%からトウモロコ
であった。この結果はイミダクロプリドの高い希釈性と低
シの 7.0%とされる。地表水は、周辺植生の三次元的集水
い吸着性に起因する(Felsot and Ruppert 2002)。
性がないとはいえこれらの殺虫剤の直接的な飛散により
都市部では、大部分の流出水は下水道に集められ、地表
検出可能な濃度で汚染される可能性がある。たとえば
水に戻される前に汚水処理施設で処理されることが多い。
Tapparo ら(2012)は、異なる種類の市販のトウモロコシ処
チアメトキサムは、暗条件下での半減期が 25 日で、下水
理種子で粒子状物質の排出試験を行った。このような粒子
中でも分解が起こるが、これは、その他のネオニコチノイ
状物質が隣接地の地表水まで飛散することは十分に想定
ド系殺虫剤には該当しない。たとえばチアクロプリドの下
され、処理された種子からの粉塵が移動する正確な距離は
水中濃度は、日光にさらされるか否かを問わず、41 日間
大気条件によって決まる。
以上にわたって安定していた(Peña et al. 2011)。また、イ
ミダクロプリドがスペインの下水処理施設で検出された
流出 ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルは市
(Masiá et al. 2013)。
部や住宅地で害虫駆除のために使用されることが多い。こ
実験室調査によればクロチアニジンは、光分解により急
れらの殺虫剤は、観賞植物へ施用されたり不浸透面近くで
速に分解され(水中光半減期 DT50＜1 日)散逸しやすいこ
使用されたりすると降雨や灌水により流出し、水界生態系
とが示唆されるにもかかわらず、野外条件下ではゆっくり
に 潜 在 的 な 汚 染 状 態 を 作 り 出 す (Armbrust and Peeler
と散逸するので、自然環境中では光分解が分解過程の中で
2002; Haith 2010; Thuyet et al. 2012)。流出水には、溶解性
大きな役割を果たしていないことが示された(US EPA
の浮遊粒子状や底質収着性の殺虫剤が含まれることがあ
2010)。Peña ら(2011)によれば、チアメトキサムは光分解
る(van der Werf 1996)。Thuyet ら(2012)は、芝土（ターフ）
されやすいが、クロチアニジンとチアクロプリドは直射日
およびコンクリート表面からの流出水に含まれるイミダ
光下で安定であった。クロチアニジンは、環境で観測され
クロプリドおよびフィプロニルを調査した。その実験では
る pH および温度下で安定であった(US EPA 2010)。
芝土は顆粒状のイミダクロプリドで処理し、コンクリート
はイミダクロプリド乳剤とフィプロニル懸濁製剤で処理
代謝産物 ネオニコチノイド系殺虫剤の分解により、多
し、それぞれ表面に人工的に雨を降らせた。実験の結果コ
くの場合二次代謝産物が水中で生じるが、そのうちのいく
ンクリート表面上で、イミダクロプリドは散布から 1 時間
つかは親化合物と同じかそれ以上の毒性を有する(Suchail
半後に高い流出率を示しピーク値は 3,267.8 µg/L で散布量
et al. 2001)。一例はチアメトキサムの代謝産物であるクロ
の 57.3%であった。しかし散布後 1 日で流出率は 1.0～5.9%
チアニジンで、これ自体が殺虫剤として市販されている。
に低下し、散布から 7 日後の流出水中にイミダクロプリド
概要については、Simon-Delso ら(2014、本特集号)参照。
は検出されなかった。フィプロニルのコンクリート表面流
出水からの質量減少は、イミダクロプリドの 0.9～5.8%で
水系における汚染源
あった。しかし、フィプロニルの毒性分解産物は流出水の
すべての試料中で濃度が高かった。イミダクロプリドの芝
圃場、草、芝に施用される浸透性殺虫剤は、芝地やゴルフ
土面での結果は、流出率が散布量の 2.4～6.3%で反復採取
場、コンクリートなどの硬い表面に用いると、浸出、(地
した試料間で大きく異なった。
下)排水管、漏出、温室排水、または噴霧や粉塵の飛散、(葉
これらの殺虫剤の流出は、農業現場でも発生する可能性
面からの)流出などを経由し地表水や地下水を汚染する
がある。葉面散布後あるいは農薬汚染粉塵の付着後に植物
(Gerecke et al. 2002)。さらに処理区域の一時的水たまりで
表面に残留物が現れるが、これは降雨時に洗い流されるの
ある土壌表層上の水は、高濃度の浸透性殺虫剤を含むと推
で地表水の汚染につながる。将来的には、気候変動が農薬
定される(Main et al. 2014)。散発的な温室の浸水とその後
の環境運命を変化させる役割を果たすと予測される。気候
の地表水への流入は、局所的に深刻な汚染をもたらす。そ
変動影響下においては、降水量、暴風雨の頻度や強さ、お
の上、樹木の樹幹注入処理として施用した場合、秋の落ち
よび害虫被害が増加することに伴い、流出の可能性が高ま
葉は水系の汚染源となりうる(Kreutzweiser et al. 2007)。
る。その結果、農薬流出の危険性が高まりやすい
図 1 に概要を示す。
(Kattwinkel et al. 2011)。Bloomfield ら(2006)は、英国に
噴霧や粉塵の飛散 噴霧散布は、地表水への直接汚染に
おいて地下水および地表水における農薬挙動に対するこ
第 3 章 環境運命と曝露 47
図 1 農薬の地表水への移動に重要な施用方法と移動経路 1 野外―散布と施用時の飛散、地表流出、降雨時の浸
出とその後の排水路経由の移動。2 農場と農家の庭―不適切な作業(例、農薬散布器の充填、計量器の洗浄、梱包
資材の処分、浸透散布機の運転、および散布機器の洗浄)。こうした作業が行われる場所から、下水道、浄化槽、あ
るいは地表水中に浸入する。3 2 と同様、都市部の殺虫剤使用者。4 建築資材に含まれる農薬―降雨時に浸出。
5 芝地、街路、道路盛土への施用―降雨時に流出。6 材料の保護－防汚剤を含む製品(例、洗剤、化粧品) が下水
道に入る(出典、Gerecke et al. 2002)。
うした影響を調査した。豪雨の頻発や土壌浸食の増大、な
について調査した。著者らは、温室栽培を行う河川流域か
らびに冬期に迂回路の流れを速くする土壌亀裂によって、
ら採取した試料のうち 36％にイミダクロプリドを検出し
農薬の移動性が増大する。乾燥期に河川の流れが遅くなる
た。その最高濃度は 9.6 µg/L で、他の露地野菜栽培地域と
ことも、底質での農薬の濃度および蓄積量を上昇する可能
比べてかなり高かった。アセタミプリドおよびチアメトキ
性がある(Masiá et al. 2013)。これに反して、気候変動によ
サムも検出されたが、検出率はそれぞれ 9％と 3％であっ
る地温および地表水温の上昇は、一部の農薬の半減期を短
た。チアクロプリドは痕跡量が一度だけ検出された。
くする。全体的な影響を予想するのは困難であるけれども、
いくつかのネオニコチノイド系殺虫剤のような水溶性物
曝露
質が地表水および地下水に移動する恐れがある。たとえば、
クロチアニジンでは移動性の上昇が予期されるが、温度変
環境中濃度 ネオニコチノイド系殺虫剤やフィプロニ
化に敏感でないため半減期の短縮は予期されない。将来的
ルによる地表水汚染は、さまざまな国で早くも 1990 年代
に殺虫剤が地表水および地下水に到達したり蓄積したり
から報告されている。オランダでは、イミダクロプリドは
する可能性が高まることについては対応する必要があり、
2004 年から生態毒性基準値(13 ng/L)を超える物質の上位
さらなる研究が望まれる。同様に、とりわけ温室における
3 位以内に入り、地表水中の濃度は最高で基準値の 25,000
浸水の危険性の増大は、浸透性殺虫剤を環境に流出させる
倍であった(Van Dijk et al. 2013)。2010 年と 2011 年、カリ
結果になりかねない(Blom et al. 2008)。
フォルニア州の農業地域から地表水 75 試料が採取された。
イミダクロプリドは 89％の試料中で検出され、19％の試
排水 浸透性殺虫剤は温室において、球根浸漬処理ある
料では米国 EPA の毒性基準 1.05 µg/L を超えていた
いは薬品混入灌漑法(灌漑用水への化学物質の添加)などに
(Starner and Goh 2012)。最近 Main ら(2014)は、カナダの
より施用される。温室からの汚水排水は地表水中に放出さ
プレーリーポットホール（Prairie Pothole）地域で、水中
れることが多く、高濃度のネオニコチノイド系殺虫剤が含
および底質中のネオニコチノイド濃度を調査した。播種前
まれる。Kreuger ら(2010)は、スウェーデンのさまざまな
(2012 年と再び 2013 年)、生育期間中(2012 年)、および秋
地域において野菜作物や温室に近い地表水中での殺虫剤
期の作物収穫後(2012 年)に合計 440 試料が採取された。ク
48 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
ロチアニジンやチアメトキサム、イミダクロプリド、アセ
で検出されるまでの経過時間は平均して 20 年であること
タミプリドなどのネオニコチノイド系殺虫剤の少なくと
を考慮しなければならない。たとえばアトラジンは、1958
も 1 つが、採取時期にもよるが 16～91％の試料から検出
年に登録されたにもかかわらず、地下水中から検出された
された。クロチアニジンが試料採取の 4 期間中 3 期間でも
のはごく最近のことである。ネオニコチノイド系殺虫剤お
っとも多く検出されたが、チアメトキサムが第 4 採取期間
よびフィプロニルによる地下水汚染が見つかるのは単に
中(2012 年の収穫後)に水試料中で顕著であった。水中での
時間の問題で(Kurwadkar et al. 2013)、リンデンの時と同
最高検出濃度は、イミダクロプリドの 256 ng/L(平均値 15.9
様である(Gonçalves et al. 2007)。これを裏付ける報告があ
ng/L 、2012 年播種後のコムギ)、チアメトキサムの 1,490
り(Huseth and Groves 2013, 2014)、2008 年と 2009 年にウ
ng/L (平均値 40.3 ng/L、2012 年播種後のナタネ（キャノ
ィスコンシン州で数箇所の井戸水からチアメトキサムが
ーラ油採取用のアブラナ科の一種）)、クロチアニジンの
検出され、その濃度は 1 µg/L を上回り最高で 9 µg/L であ
3,110 ng/L(平均値 142 ng/L、2012 年播種後のナタネ)、ア
った。これらに続きイミダクロプリド(平均値 0.79 µg/L、
セタミプリドの 54.4 ng/L(平均値 1.1 ng/L、2012 年播種後
範囲 0.26～3.34 µg/L)、クロチアニジン(平均値 0.62 µg/L、
のナタネ)であった。
範囲 0.21～3.34 µg/L)、およびチアメトキサム(平均値 1.59
スペインのアルメリア（Almeria）の温室の土壌水から、
µg/L、範囲 0.20～8.93 µg/L)が、23 箇所の監視地点で 5 年
地下水中の許容濃度[調査当時 1997～1999 年の欧州連合
間にわたって検出された。
(EU) 指 令 91/414] の 20 倍 を 超 え る 濃 度 で 検 出 さ れ た
(Gonzalez-Pradas et al. 2002)。Masiá ら(2013)によるスペ
曝露経路 水環境下での非標的生物の曝露は、さまざま
インのグアダルキビル（Guadalquivir）川流域で行われた
な経路によって起きる。Baird ら(2013)は、ファットヘッ
大規模調査で、イミダクロプリドが 58％(2010 年)および
ド・ミノウ(Pimephales promelas)に対する毒性および曝露濃
17％(2011 年)の試料中に検出され、その 2 年間の濃度は
度を調査した。著者らは、水中のフィプロニルは仔魚に対
2.34～19.20 ng/L の範囲であった。この結果は Kreuger ら
して毒性があり得るが高濃度でのみ問題であり、代謝産物
(2010)によるスウェーデンでの結果（イミダクロプリドが
のフィプロニルスルホンやフィプロニルスルフィドの魚
36％の試料から検出された）と同程度であった。イミダク
類への生物濃縮や底質を経由する曝露が水生生物に対し
ロプリドの濃度は、スウェーデンの指針値 3 ng/L を 21 倍
て現実の脅威をもたらす、と結論した。この曝露経路の重
上回り、最高値は指針値の 1,154 倍の 15,000 ng/L であっ
要性により、浸透性殺虫剤が低光量の条件下で残留性が高
た。アセタミプリドも指針値 100 ng/L の 2 倍の濃度で検
いという事実はさらなる注目に値する。
出され、最高値は 410 ng/L であった。Bacey (2003)による
他の曝露経路として汚染水の飲み水などへの利用があ
と、カリフォルニア州の地下水からイミダクロプリドが濃
る。たとえばセイヨウミツバチ(Apis mellifera)は冷却のた
度 1 µg/L で検出された。ケベック州のバレイショ栽培地
め、そして幼蛆の流動食を調製するために巣の中の水を使
域では、複数の井戸水中の（イミダクロプリドの）濃度が
う(Kühnholz and Seeley 1997)。砂漠など厳しい状況下で
6.4 µg/L に達し、イミダクロプリドとその代謝産物 3 つが
は採水蜂はその蜂群から最高 2 km 離れたところから水を
35％の井戸水から検出された(Giroux 2003)。ニューヨーク
集める(Visscher et al. 1996)。EFSA (2012a)は 1 つの蜂群で
州での検出値は 0.2～7 µg/L であった(US EPA 2008)。
年間 20～42 L、夏期には最高で 1 週間に 20 L、あるいは 1
米国の Mermentau・Calcasieu 川流域で、フィプロニル
日に 2.9 L 集めると報告した。またミツバチの曝露経路と
が調査地域の 78％以上の水試料から検出された。その代
して、地表水や水たまり経由や葉や軸中の水経由に関する
謝産物のフィプロニルスルホンとフィプロニルスルフィ
データの不足に注意を促し、ミツバチの曝露レベルを算出
ドは親化合物よりも多く検出され、水試料中の検出率は、
する際にこれらの経路を考慮すべきと提言した。
それぞれ 81.7％と 90.0％であった (Mize et al. 2008)。
Demcheck ら(2004)の先行した報告によると、同地域では
結論
底質の全試料からフィプロニルが検出された。両著者によ
ると高濃度のフィプロニルおよびその代謝産物は、水生無
大部分のネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニル
脊椎動物群集の変化と関係し、とりわけ個体数および種類
の高度～中等度の水溶性、浸出性、残留性は、水環境に対
の減少と関係した。Baird ら(2013) によると、フィプロニ
る危険を持続的かつ増大させうる。それらは世界中の地下
ルによる汚染は魚類にも影響を及ぼす。
水および地表水中から高濃度～低濃度で検出され、増加の
地下水汚染も懸念される。これらの浸透性殺虫剤の大規
傾向にある。その使用規模は増加の一途をたどり、その水
模な使用と地表水中でのその存在を示す証拠が増えてい
生無脊椎動物に対する毒性は比較的高いため、相乗作用に
ることを踏まえると、ある殺虫剤が初回施用から地下水中
より水界生態系への深刻な影響が予測され、そして実際に
第 3 章 環境運命と曝露 49
見出されている(Skrobialowski et al. 2004, cited by Mize
透過性に関わる物質の親油性を示す(Trapp 2004)。殺虫剤
et al. 2008; Goulson 2013; van Dijk et al. 2013; Pisa et al.
が植物体内に侵入するためには、植物のクチクラ（表皮の
2014、本特集号)
外側を覆う透明で水を通さない層）を透過する必要がある。
クチクラ／水分配係数は log Kow と密接な関係がある。し
かしクチクラ経由の取込みを予測することは、化学成分、
植物における環境運命および環境曝露
はじめに
接触面積、クチクラの特性など他の多くの要因に左右され
容易ではない。
根・土壌・種子処理に施用する場合、有機化合物の植物
ネオニコチノイド系殺虫剤の有効性は一部、水溶性が中程
度～高度で(PPDB 2012)、有効成分の植物への取込みおよ
び移行が強いことに負っている。植物に浸透性のあるもの
を使う利点は、浸透性ないもので処理された時と比べ極め
て長く害虫に対し抵抗性を持つことである(Dieckmann et
al. 2010b)。
ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルは根や葉か
ら植物に取り込まれ、篩部や木部を通し施用部位とは異な
る遠位組織に運ばれる(Nauen et al. 2001; Dieckmann et al.
2010a; Aajoud et al. 2008) 。 そ れ ら は 、 た と え ば 花
(Bonmatin et al. 2003, 2005b)、花粉(Bonmatin et al. 2007;
Krupke et al. 2012)、花蜜(Stoner and Eitzer 2012; Paradis
et al. 2014)などに運ばれる。したがって害虫や非標的生物
が処理植物のどこを攻撃しようとも、これらの殺虫剤に接
触する可能性がある。本章の目的は、植物体内におけるネ
オニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの環境運命
とそれに続く非標的生物の曝露経路について概要を説明
することである。
組織への収着性は、根中濃度(g/g)と溶液中濃度(g/mL)比で
ある根濃縮係数(RCF)によって決まる。Briggs ら(1983)に
より RCF の Kow への依存性が経験的に推定された。クチ
クラの透過性が最大なのは中性の親油性化合物で(Trapp
2004)、log Kow はおよそ 1～2.5 である。log Kow が 0.1～5.4
であれば化合物は浸透性であると推測できる(Dieckmann
et al. 2010a) 。 一 部 の 専 門 家 は (ICPPR: International
Commission
for
Plant-Pollinator
Relationships,
http://www.uoguelph.ca/icpbr/index.html) 、 あ る 分 子 の
log Kow が 4 未満であれば、水溶解性の観点から浸透性があ
ると見なすことを提案した。根経由の殺虫剤取込みに影響
を及ぼすと考えられる変数は、土壌による化学物質の収着
である。しかし浸透性の最終判定は、不確実性を抑えるた
めに残留分析あるいは運命分析に基づく必要がある。
同様に、葉面散布を行った場合、log Kow は散布剤の濃
度とともに葉経由の取込み量に影響を及ぼす。Buchholz
と Nauen(2002)は、浸透性殺虫剤のクチクラ透過性に影響
を及ぼすその他の 2 つの変数、すなわち分子量と温度につ
いて調べた。高分子量の化学物質の透過性は低温下で低く
根および葉による取込み
なる傾向がある(Baur et al. 1997)。しかし殺虫剤取込みの
決定的な要因は、やはりクチクラの特性だった。
殺虫剤の植物体内における移行を予測することは難しい。
植物の形態や生理にはかなりのばらつきがあり、殺虫剤の
物理化学的性質は個々の化合物で異なるため移行過程の
背後にあるメカニズムについてはほとんど知られていな
い(Trapp 2004)。本章では、処理植物体内におけるネオニ
コチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの施用後の移行
を説明することを目標とし、これらの殺虫剤のいくつかの
物理化学的特性に焦点を合わせる。
浸透性は、化学物質の水溶性、オクタノール/水分配係
数(log Pow または Kow)、解離定数(pKa)などの物理化学的変
数（パラメータ）によって決まる。問題の分子(ネオニコ
チノイド系殺虫剤とフィプロニル)のこれらの変数値を表
2 に示す。ただし剤形に共重合体（コポリマー）を添加す
ることでフィプロニルのような非浸透性の物質を浸透性
にする方法もある(例、Dieckmann et al. 2010a, b; Ishaque
酸解離定数(pKa) この変数は希釈分子が弱酸か強酸か
を示す。pKa＜4 は強酸を、pKa＞5 は弱酸を意味する。植
物師部の pH 値はおよそ 8、木部 pH 値はおよそ 5.5 であ
ることを注記しておくことが重要である。浸透性殺虫剤は、
そのほとんどが極めて弱い電解質である(Trapp 2004)。ネ
オニコチノイド系殺虫剤とフィプロニル(多くは非解離型)
の pKa を表 2 に示す。植物根は pH 値が低いと、高い取
込み率を示す傾向があり(Rigitano et al. 1987)、取込み量は
pKa がおよそ 3、分配係数が 1～3 の間で増加する。
殺虫剤の有効成分によって発現する固有の浸透性は別
として、浸透性、溶解性などを高めることによって取込み
量を増やすために、多種多様な手段に特許が与えられてい
るが、それらは主に共重合体の殺虫剤への配合である(例、
Dieckmann et al. 2010a, b; Ishaque et al. 2012)。殺虫剤の細
et al. 2012)
胞壁透過性もまた共重合体の使用により上昇すると考え
オクタノール／水分配係数(log Kow) この変数は生体膜
根または葉経由であろうとも共重合体の適用で増大する。
られる(Chamberlain 1992)。結果的に植物による取込みは、
イミダクロプリドおよびアセタミプリドが取り込まれ
50 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
表 2 植物体内での移行能を決定するネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの物理化学的因子
活性物質
分子量
水溶解度
オクタノール/水分配係数
酸解離定数
（g/mol）
（g/L）
（Log POW）
（pKa）
フィプロニル
437.15
0.00378
3.75
解離しない
イミダクロプリド
255.7
0.61
0.57
解離しない
チアメトキサム
291.71
4.1
-0.13
解離しない
チアクロプリド
252.72
0.184
1.26
解離しない
クロチアニジン
249.7
0.34
0.905
11.1
アセタミプリド
222.67
2.95
0.8
0.7
ニテンピラム
270.72
590
-0.66
3.1
ジノテフラン
202.21
39.83
-0.549
12.6
る能力は、それぞれキャベツ(1 日目の活性回収率 70～
ロニルを 2,000 g a.i./ha で土壌処理すると、6 か月後の活
80％)とワタ(1 日目の浸透率 30～40%)で異なっていた。し
性回収率は根中（フィプロニル等量 0.06 mg/kg）より葉中
かし、いずれも葉面散布 12 日後において 100％の防除効
（フィプロニル等量 0.66 mg/kg）で 10 倍高かった。根中
果を示した(Buchholz and Nauen 2002)。吸収されなかっ
ではフィプロニルスルホン（総放射性物質残留量(TRR)の
た有効成分は葉面に留まるか、クチクラ外ワックス（蝋皮）
64％）が主成分で、フィプロニル(TRR の 14％)や、そのア
と結びつく。これらの残留物はその水溶性を考慮すると、
ミド誘導体(RPA200766)(TRR の 5％)がそれに次ぎ、葉中
溢液や朝露に再び溶け最終的には昆虫が利用（曝露）する
ではフィプロニルスルホン(TRR の 31％) が主成分で、次
可能性がある。
に PRA105320(TRR の 18%) 、 よ り 程 度 は 少 な い が
イミダクロプリドの根経由の取込みは、ナスの 1.6％か
MB45950、MB45897、アミド誘導体(0.03 µg/g 以下、TRR
らトウモロコシの 20％に及ぶことが証明されている(Sur
の 4％)が検出された(代謝産物の定義については
and Stork 2003)。施用した有効成分の残りは土壌中に残存
Simon-Delso et al. 2014 参照)。葉中のフィプロニルは少量
するので、その環境運命を明確にするための調査を行う必
だった。トウモロコシ(420 g a.i./ha)で行った実験でもフィ
要がある。
プロニルの浸透性が確認され、処理後 42 日、98 日、106
2001 年のチアメトキサム評価報告書草案(DAR)(EFSA
日における回収率は、それぞれフィプロニル等量 0.16
2013b)には、トウモロコシ(種子処理)、ナシとキュウリ(葉
ppm、0.18 ppm、3.93 ppm であった。検出された主成分
面散布)、レタス・バレイショ・タバコ・イネ(土壌および
は、フィプロニル、スルホン誘導体、およびアミド誘導体
葉面処理)における、14C-オキサジアジン標識チアメトキサ
であった(fipronil DAR from EFSA 2013d)。
ムおよび C-チアゾール標識チアメトキサムの分布・代謝
14
試験の結果がある。チアメトキサムはすべての施用方法で
植物体内での移動
大量にかつ速やかに取り込まれ(たとえば、施用後一日以
内の活性回収率は植物体内で 23％、28 時間後の葉中では
浸透性物質は根によって取り込まれた後、木部樹液を経由
施用量の 27％を検出)、貯留層としての土壌から少なくと
し求頂的に移行する。芽への移行は、木部樹液中濃度
も 100 日間は継続的に取り込まれた。チアメトキサムの代
(g/mL) と 溶 液 中 濃 度 (g/mL) 比 で あ る 蒸 散 流 濃 度 係 数
謝は、植物体内でも葉面散布後でも非常に速く、光分解で
(TSCF)で表される。Briggs ら(1983)によると、中性の化学
は 12 時間の日光照射で 30％分解した。クロチアニジンは
物質は親油性が中程度の場合にもっとも効果的に移行し
チアメトキサムの主要な代謝産物であった。
た。中程度の親油性をもつ化学物質は、木部に移動する傾
野外実験の結果では、ネオニコチノイド系殺虫剤は良好
向がある。このため、そうした化学物質は茎部細胞に蓄積
な浸透性を示す傾向にあった (Maienfisch et al. 2001; Sur
しやすく、求頂的な勾配は小さくなる。しかし極性や親油
and Stork 2003)。フィプロニルはネオニコチノイド系殺虫
性が増大すると、浸透性は低下しやすい(Briggs et al. 1983)。
剤よりも浸透性は低いと報告されることが多い。しかしテ
若茎に比べて木質茎は、細胞中のリグニン含量が高いので
ンサイへの顆粒剤の散布後に、有効成分の取込みおよび移
化学物質をより効果的に保持する。
行が確認された(fipronil DAR from EFSA 2013d)。フィプ
イミダクロプリドの pKa (14)は、イミダクロプリドの大
第 3 章 環境運命と曝露 51
半が植物体内での pH の範囲で非解離型にとどまり、植物
曝露
輸送系内を自由に拡散することを示す。その結果膜透過性
に優れ、木部移動性が高いことが予測される(log Kow=0.57)。
Simon-Delso ら(2014, 本特集号)が示したように、ネオニ
イミダクロプリドは非解離性で蒸散流濃度係数(TSCF)が
コチノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、その浸透性に
0.6 であるため、師部ではなく木部で見つかると推測され
より処理植物のすべての部位に殺虫剤が確実に取り込ま
る (Sur and Stork 2003)。木部への到達は、おもに根から
れる。Fantke と Juraske (2013)の総説によると植物体内に
植物上部への水流による。しかし、その極性と水溶性(0.61
おける半減期には大きなばらつきがある。著者らは化学文
g/L)のため、組織による保持力は限られ、イミダクロプリ
献 811 編を調べ、183 種の植物種で測定した 346 種の農薬
ドは根に蓄積しなかった(Alsayeda et al. 2008)。チアメト
の 4,513 例の半減期を明らかにした。
キサムも、木部樹液を経由して、おもに求頂的に移行する
傾向があった(Maienfisch et al. 2001)。
茎葉
理論上、葉から取り込まれる浸透性物質は、主に師部輸
送を介して植物体の他の部分へと広がる。しかし、葉身透
非標的生物のネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロ
過的および求頂的な移動も観察され、葉面散布後に放射性
ニルへの曝露は、非意図的に処理された葉や花などの植物
標識したイミダクロプリドは葉頂と葉縁に向かって移動
部位の摂食を介して起こると推測される。施用法にもよる
した (data from DAR)。アブラムシの致死試験で、施用後
が、汚染された茎葉を摂食することによる曝露が播種後あ
1 日以内でイミダクロプリドとアセタミプリドの迅速な浸
るいは噴霧散布後に起こる可能性があり、収穫期またはそ
透移行性が確認された。チアメトキサムも、葉面散布後に
の後まで曝露の可能性は持続しうる。この曝露の危険性は、
葉頂に蓄積する傾向があった。このことが、葉縁から排出
作物タイプ（訳注：例えば果菜類や葉菜類の違い）と農薬
される溢液で、ネオニコチノイド系殺虫剤の活性成分が濃
施用方法によって異なる。農業生産において作物の地上部
縮される理由かもしれない(Girolami et al. 2009)。
は、収穫後には主要な副産物やごみになることが多い。こ
師部移動は、親油性が中程度(log Kow 1～3)で弱酸性(pKa
うした産物は多くの場合販売され家畜の飼料、工業製品、
3～6)の化合物で起きる傾向がある(Rigitano et al. 1987;
バイオ燃料生産などさまざまな目的に利用されるが、収穫
Trapp 2004)。イオントラップ理論が極性で非解離型の分
後の畑の中や近くに放置されることもある。この場合もや
子で提唱されており、このような分子は中程度の細胞壁透
はり作物や施用方法により異なるが、非標的生物の曝露経
過性を示し、散布直後に師部移動する。
路の一つとなりうる。たとえば、Bonmatin ら(2005b)は、
イミダクロプリドは木部を移動するので、おもに芽と葉
トウモロコシの種子を 1 粒当たり 1 mg のイミダクロプリ
で見つかる。イミダクロプリドを葉面に噴霧散布した後、
ー濃度は 4.1 µg/kg で、76％の試料は含有量が 1 µg/kg 以
果実での活性回収率は最高で 0.1％になる可能性がある
上であった。
(Sur and Stork 2003)。師部経由では移動しないので、理論
別の例はテンサイの茎葉で、これは収穫時に根部から切
上は、根、果実、貯蔵器官における残留量は最小限のはず
り離されおそらくは畑に残される。Westwood ら(1998)は、
である(imidacloprid DAR 2006)。しかし、6-クロロニコチ
テンサイの種子 1 粒当たり 0.9 mg のイミダクロプリドを
ン酸など代謝産物のいくつかは、求基的な移動の物理化学
噴霧したところ、処理後 3 週間のテンサイ苗の葉にイミダ
的条件を満たす。結果的にイミダクロプリドや同じ特徴を
クロプリドが平均 15.2 µg/kg 含まれることを見出した。
もつ他の殺虫剤は、植物体では施用部位とは異なる部位で
Rouchaud ら(1994)は、イミダクロプリド 90 g/ha を種子
見つかる可能性がある(Chamberlain et al. 1995)。
コーティングの形で施用した。播種後 1 週間のテンサイ葉
バレイショおよびキュウリへの土壌施用で、チアメトキ
からイミダクロプリドが最高濃度 12.4 mg/kg 生重量で検
サムの浸透性と求頂的な移動が確認され、その取込みの程
出され、播種後 80 日間は 1 mg/kg 以上の濃度を維持して
度は施用方法および植物種に左右され、葉頂と葉縁に蓄積
いた。しかし収穫期には根や葉でイミダクロプリドは検出
しやすかった(thiamethoxam DAR)。葉面散布では、葉頂
されなかった(LOD, 10 µg/kg)。同様に収穫期のブドウ葉
で比較的高濃度になり求頂的に移行することが確認され
でも検出されなかった(Mohapatra et al. 2010)。
た。小規模の求基的な移動も観察され、師部への移動も裏
これらの結果は、処理した葉との接触を経由した非標的
付けられた。
生物の親化合物への曝露が、作物、施用方法、処理後の経
実際に師部に移動したイミダクロプリド、チアメトキサ
過時間に左右されることを示す。しかし代謝産物の濃度に
ム、クロチアニジン、あるいはそれらの活性のある代謝産
ついてはあまり考慮されない。Sur と Stork(2003)は、トウ
物の量は、アブラムシのような昆虫のほとんどが師部液を
モロコシ、ナス、ワタ、バレイショ、イネなどの多種多様
吸汁することを考え合わせると、致死効果を得るには十分
な作物において、イミダクロプリドの主要な代謝産物を検
であると推測される(Nauen et al. 2003)。
出した。すなわちオレフィン誘導体（IMI-ole）やヒドロ
52 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
キシ化合物（IMI-5OH）で、それらはセイヨウミツバチに
ーダマツ(Pinus taeda L)の樹体全体に行き渡るのに 1 か月
対して親化合物と同等の毒性を持つことが知られている
以上かかると推測された。著者らはフィプロニルがひとた
(Suchail et al. 2001)。花蜜と花粉で認められる親化合物お
び樹木組織に取り込まれるとかなり安定して残留するこ
よび代謝産物の概要に基づくと(前述参照)、処理茎葉との
とを示し、フィプロニルはこうした樹木を 1 年以上保護で
接触あるいはその摂取は、現実に非標的生物の曝露経路の
きるという仮説を立てた。他のネオニコチノイド系殺虫剤
一つであると推測される。このことはフィプロニルで汚染
の樹木処理への使用については議論がなかった。
された貯蔵牧草(トウモロコシ、乾燥材料)の場合にも確認
され、フィプロニル 0.30 ng/g と代謝産物フィプロニルス
溢液とミツバチへの関連する危険性
ルホン 0.13 ng/g (フィプロニルスルフィド＜0.025 ng/g)が
含まれていた。さらにこれが間接的に牛乳の汚染を引き起
溢液(Burgerstein 1887)は、幅広い植物種で観察される自然
こし、フィプロニルスルホンが平均値 0.14±0.05 µg/L
現象である(Bugbee and Koerner 2002; Singh and Singh
（0.14±0.05 ppt）で牛乳から検出された (Le Faouder et al.
2013)。溢液とは、根圧や過剰水状態に反応して葉の縁沿
2007)。
いや先端にある特定の分泌組織(排水組織)から滲出する水
滴のことである(Goatley and Lewis 1966; Koulman et al.
樹木の処理
2007; Katsuhara et al. 2008; Duby and Boutry 2009)。この
水滴には、さまざまな有機および無機化合物が含まれてい
イ ミ ダ ク ロ プ リ ド は 、 現 在 ア オ ナ ガ タ マ ム シ (Agrilus
る(Singh et al. 2009a; Singh et al. 2009b)。この現象は、主
planipennis fairmare) や ツ ヤ ハ ダ ゴ マ ダ ラ カ ミ キ リ
に明け方に起こるが、環境条件によっては 1 日を通して起
(Anoplophora glabripennis motschulsky)などの穿孔性害虫か
こることもある。溢液は葉の膨張を調整する機構でもある
ら樹木を守るために使用されている。木の根元への土壌注
(Curtis 1944; Knipfer et al. 2011)。
入(土壌灌注)あるいは樹幹注入による施用で、イミダクロ
Singh と Singh(2013)は、溢液に関する包括的な総説で、
プリドの浸透性作用によって樹木全体が保護される
蜜腺、排水組織、トリコーム(毛状突起)といった異なる分
(Cowles et al. 2006; Poland et al. 2006; Kreutzweiser et al.
泌器官が、溶質の処理、ホルモンおよび栄養素獲得の改善、
2009)。
誘引(授粉目的)や反発(防御目的)などさまざまな機能をも
Cowles ら(2006)は、土壌注入ならびに樹幹注入法で施
つ分泌物を産生すると報告した。しかし、こうした液体分
用したアメリカツガ(Tsuga spp.)の針葉、小枝、および樹
泌を、ありふれた溢液現象と混同すべきではない。また成
液におけるイミダクロプリド濃度を調べ、残留物を施用か
熟した植物は不規則的に溢液を産生するが、若い植物は頻
ら 1 か月後と 3 年後まで検出した。針葉および小枝での検
繁にそして大量に溢液を産生する。
出濃度は、施用後の 3 年間で安定していたが時には増加し
溢液中に残留する殺虫剤の濃度は、成長しきった植物で
た。これは土壌注入の場合にしばしば見られ、根を介する
は噴霧剤を用いて処理するので、通常は有効成分濃度が
継続的な取込みによると推測された。この結果はイミダク
ppb レベルあるいはそれ以下となる (Shawki et al. 2005)。
ロプリドがひとたび樹木によって吸収されると比較的安
一方、コーティングした種子から成長した苗の溢液は、殺
定して残留することを示す。Tattar ら(1998)は、イミダク
虫剤の濃度が数百 ppm に達する可能性がある(Girolami
ロプリドの土壌および樹幹注入によるカナダツガ(Tsuga
et al. 2009; Tapparo et al. 2011)。穀物など殺虫剤処理した
canadensis)、ストローブマツ(Pinus strobus)、アメリカガシ
植物からの溢液の摂取や接触によるハチへの急性中毒の
ワ(Quercus palustris)への移行性を調べた。アメリカガシワ
危—険性を正確に推定するため、汚染した溢液による危険
とカナダツガで土壌灌注後に継続的な濃度上昇が観察さ
性をもたらす供給源が若い植物か成長しきった植物かを
れたが、サンプル数(n=6)やサンプリング期間が限られて
区別することは極めて重要と推測される。さらに穀類生産
いたためイミダクロプリドの残留性に関して結論には至
が優位を占める地域では、それらの作物のための土地面積
らなかった。またストローブマツの針葉中濃度は処理後
は、他の非穀類よりも広いことが多い。結果として作物（す
12 週間で低下し始め、樹木枝葉でのイミダクロプリドの
なわちトウモロコシ）の溢液は、何百万ヘクタールにもわ
分解は種に依存することが示された。分解過程において、
たって産生されると推測される(Girolami et al. 2009)。
光照射や温度差、樹木内部での移行効率など複数の要因が
南欧のトウモロコシ苗で溢液産生が見られるのは、苗の
寄与するという仮説を立てることができる。
出芽後最初の 3 週間である。産生量は正確には計量できな
Grosman と Upton(2006)は、フィプロニル、アセタミプ
いが、ある報告によると、1 本の苗による 1 日の溢液産生
リド、イミダクロプリドの樹木処理剤としての有効性を調
量は、最初の高産生期で 0.1～0.3 mL、現象の発生末期で
べた。イミダクロプリドとは対照的に、フィプロニルはテ
は 0.1 mL 以下と初めて試算された(Girolami et al. 2009)。
第 3 章 環境運命と曝露 53
2005 年以降、溢液は昆虫汚染の原因の一つとしては捉
チノイド濃度を数 ppm の範囲内に収めようとするもので
えられてこなかった。Shawki ら (2005)は、有機リン系殺
ある(Stoner and Eitzer 2012; Hoffman and Castle 2012)。
虫剤を噴霧した成熟植物の溢液を評価し、液滴中に ppb
この施用法でも環境汚染は起こり得るが、コーティングし
以下レベルの活性成分を検出した。初めてネオニコチノイ
た種子から育てた若い植物の溢液による汚染とは比べも
ド系殺虫剤がコーティングした種子から幼若植物の溢液
のにならない。
に移行する(ppm レベル)ことがトウモロコシ苗で観察さ
トウモロコシの溢液が 1,000 ppm (mg/L)より高い殺虫
れたのは、2008 年春だった(Girolami et al. 2009)。ネオニ
剤濃度を示す可能性があることは注目に値する。それらの
コチノイド系殺虫剤が水溶性で隅々にまで行き渡るため、
値は葉面散布処理に使用される水溶液中の殺虫剤含有量
残留物あるいは高濃度の活性成分を溢液中に検出するこ
(約 1‰)に匹敵する。Girolami ら(2009)および Tapparo ら
とが可能だったと考えられる(Tapparo et al. 2011)。分析用
(2011)は、溢液の汚染レベルは高いが有毒な溢液が春季の
試料の採取時期が、溢液中でのネオニコチノイド検出に強
ハチの減少に与える影響は限定的であると結論した。一般
い影響を及ぼしうる。たとえば同著者によると、播種後 1
的にハチはトウモロコシの発芽よりかなり前に野生の植
か月で溢液中の殺虫剤濃度は数 ppb へと著しく低下した。
物から水を集め、トウモロコシ畑からの溢液を必要としな
一般に、トウモロコシ苗の溢液中ではネオニコチノイド
い。探検好きなハチがトウモロコシ畑から溢液を飲むこと
濃度は大きなばらつきを示し、種子表面の殺虫剤のコーテ
もあり得るが、そのハチは数分で死に至り(高い殺虫剤濃
ィング量による影響は僅かに過ぎなかった(Tapparo et al.
度のため、接触によるだけでもハチにとっては致命的)、
2011)。土壌中ならびに植物体内におけるネオニコチノイ
蜂群に水源の存在を伝える時間もないであろう。しかし土
ド系殺虫剤の浸透性と化学安定性は、溢液中の濃度に強い
中に巣を作るヒメハナバチ属(Andrena spp.)やアトジマコ
影響を及ぼす可能性がある。北欧では数 ppm の殺虫剤濃
ハナバチ属(Halictus spp.)、あるいは気紛れな行動をする
度が検出された(Reetz et al. 2011; Pistorius et al. 2012)が、
マルハナバチ属(Bombus spp.)などミツバチのようにダン
Girolami と共同研究者たちによると、イタリアでは 10～
スを介する情報交換能力をもたない他の授粉者にとって
1,000 ppm の殺虫剤濃度が少なくとも 2 週間にわたり検出
は、有毒な滴の拡大が問題となり得る。なぜなら、それら
された(Girolami et al. 2009; Tapparo et al. 2011)。
の種は汚染溢液への接触によって死んでしまうのだから。
その上、いくつかの気候変数がトウモロコシ苗の溢液中
その他の浸透性殺虫剤については関連文献がないため
のネオニコチノイド濃度に作用する可能性がある。イタリ
確かな結論を出すことができない。予備的なデータとして
アでの予備試験で、多湿条件下（春の午前中に発生しやす
報告できることは、フィプロニルをコーティングした種子
い、湿度が飽和状態に近い場合）では、溢液中の殺虫剤濃
から生育したトウモロコシ苗の溢液に含まれる殺虫剤濃
度はその後の陽の降り注ぐ時間帯での濃度の 1/10 になり
度(ppb レベル)は、ネオニコチノイドの種子コーティング
うる。この違いは、とくにヨーロッパの温暖地域に当ては
によって生じた濃度より低いことである。にもかかわらず
まる。さらに低湿度条件[相対湿度(RH) 50～60%]下では、
これらの溢液をハチに与えると(15％蜂蜜を含む溶液)数分
トウモロコシ苗による溢液産生が著しく減少する可能性
以内に死を招き、強い急性毒性をもつ代謝産物が存在する
がある。降雨により溢液中の殺虫剤濃度が、降雨前日の濃
可能性が示唆された(Girolami et al. 2009)。
度の l/10 に低下することがある。晴天と弱風は、水分蒸発
を促進し溢液中の殺虫剤濃度に影響を及ぼす。反対に強風
樹脂(蜂蝋)
は、葉から液滴を払い落とすので溢液中のネオニコチノイ
ド濃度を散逸するように働く。土壌水分および組成は、溢
樹脂はセイヨウミツバチによって集められ、巣内部の穴を
液中の殺虫剤濃度に及ぼす影響はわずかであり(APENET
ふさぎ、表面を平らにする蜂蝋(プロポリス)として使われ
2011)、最終的に、大気湿度が溢液で考慮すべき重要な環
る。蜂蝋の原料は木の芽や植物からの滲出液である。蜂蝋
境要因であると示唆された。
中の残留農薬に関しては報告されているが、ネオニコチノ
高濃度のネオニコチノイド系殺虫剤で汚染された溢液
イド系殺虫剤やフィプロニルに関する情報はない。
は、他の施用法でも産生され得る。たとえば、クロチアニ
Pareja ら(2011)は、ヒマワリの樹脂をミツバチが使用す
ジンは、トウモロコシ播種時に顆粒状の剤形を土壌に直接
る可能性があり、これが殺虫剤曝露の原因として考えられ
施用することが可能である。この施用方法で生じる溢液中
るとの仮説を立てた。著者らはその地域でイミダクロプリ
の濃度は、コーティングした種子から生じた溢液中で検出
ド処理が施された唯一の作物であるヒマワリの群生地の
される濃度と同じ桁数(もしくは若干小さい)(Pistorius et
近くで生息数が減ったミツバチの巣箱から、蜂蝋 5 試料を
al. 2012)レベルであり、ハチの急性毒性値とほとんど等し
採取した。2 試料からイミダクロプリドがそれぞれ 20 ng/g
い。別の興味深い事例は、大量の殺虫剤を灌漑用水と共に
と 100 ng/g 検出され、ヒマワリ樹脂がミツバチやそれを
土に直接施用(滴下施肥法)し、ウリ科の溢液中のネオニコ
集める他の非標的生物への曝露経路として想定されると
54 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
の仮説を裏付けた。
処理後の花蜜および花粉の汚染はよく知られている。イミ
ダクロプリドで種子処理されたヒマワリでは平均で茎葉
植物の生殖器官および果実における存在
に 4.6 ng/g、花部に 8 ng/g、花粉に 3 ng/g 含まれていた
(Bonmatin et al. 2003)。Bonmatin ら (2005b)によると、一
果実や野菜中の残留物を介し浸透性殺虫剤を摂取するこ
粒当たり 1 mg で種子コーティングされたトウモロコシで
とは、無脊椎・脊椎動物双方にとって潜在的な危険性であ
は平均回収率が茎葉で 4.1 ng/g(最高 10 ppb)、雄花で 6.6
る。人が食するのに適さない果実や野菜は山積みにして捨
ng/g(円錐花序、最高 33.6 ng/g)、花粉で 2.1 ng/g(最高 18
てられ、さまざまな生物にとって利用しやすくなる。その
ng/g)であった。オーストリアの監視調査で、花蜜あるい
上不適切な保管方法は、このような殺虫剤へのさらなる曝
は蜂蜜中のチアクロプリドの濃度は 11.1 ～ 81.2 ng/g で
露経路を提供する。
あった(Tanner 2010)。以下に、花粉および花蜜汚染に関す
処理後の植物の生殖器官における残留濃度は、植物種お
る広範囲にわたる総説を示す。
よび施用方法によって異なる。移行実験により、植物の生
殖器官中のイミダクロプリド残留物が、土壌散布した初期
花粉と花蜜
量のそれぞれ 0.7～12％の範囲でイネとバレイショ中で検
出された(Sur and Stork 2003)。土壌処理を介してフィプロ
花粉と花蜜は、ハチによって集められ餌の構成要素として
ニル処理されたヒマワリでは、施用量の 0.2％が頭状花と
不可欠である。経済的には重要でない多くの非標的昆虫の
種子で検出された (EFSA 2013d, fipronil DAR)。
餌源でもある。花粉および花蜜の汚染は、主としてミツバ
ヒトの健康に関連する果実および野菜の汚染に対する
チとマルハナバチで測定されている。また一方そうした測
懸念を論じることは本研究の範囲を超える。浸透性殺虫剤
定値は、他の非標的種の曝露の危険性評価のための貴重な
残留物の果実への移行は、木部あるいは師部輸送のいずれ
出発点でもある。
かにより可能である(Alsayeda et al. 2008)が、果実におけ
花粉を採取する方法としては、直接花から、ハチの巣箱
る蓄積の過程はまだ十分には理解されていない。Juraske
(ハチが集めた花粉団子)から、蜂パン(ハチが花粉と花蜜を
ら(2009)はヒトが洗っていないトマトから摂取するイミダ
混ぜたもの)からなどさまざまな方法がある。花蜜はハチ
クロプリドの量を調べ、時期によって 100 分の 1～1000 分
によって新鮮な蜂蜜に変えられ、蜂パンの成分ともなる。
)とばらつきがあることを見出した。こ
言うまでもなく、こうした基質(餌母体)の汚染は、花の中
れは、噴霧剤および化学溶液灌水の推奨用量で処理された
の 残 留 物 に 大 き く 左 右 さ れ る (Bonmatin et al. 2003;
トマトの場合であった。Sur と Stork(2003)によると、葉面
Aajoud et al. 2008)が、ハチが環境中から直接見つけて集
散布後のトマトおよびリンゴは施用殺虫剤の 21％および
めるもの（水や粉塵）の中の残留物にも左右される。残留
28％の回収率を示し、回収された 2/3 以上は果実表面から
物の定義は、作物に用いられた有効成分とその活性代謝産
検出された。Zywitz ら(2004)は、さまざまな果物野菜群に
物の両方またはいずれか一方である(Simon-Delso et al.
残留するネオニコチノイド系殺虫剤について、定性分析
2014, 本特集号)が、補助剤や殺虫剤用共力剤といった他の
(検出下限、LOD＝3 ng/g)ならびに定量分析(定量下限、
化合物も存在しうる。有効成分以外の化合物は一般に分析
LOQ=5 ng/g)を行った(表 3)。陽性試料数は、結実野菜類
や評価の対象にならないが、非標的種に対する毒性の観点
のトマト・ペッパー・キュウリ・ズッキーニ・メロンで
から重要である可能性がある(Mesnage et al. 2014)。しか
46.7%ともっとも高く、葉物野菜および香草類のレタス・
し多くの場合、測定されるのは有効成分のみである。花粉
クレソン・ホウレンソウ・ディル・ニラ・パセリで 10％、
や花蜜に含まれる残留物は、巣内外でハチに取り込まれ代
核果類のモモ・ネクタリン・アプリコット・サクランボで
謝されるが、その複雑な過程はよくわかっていない。その
4.5％、仁果類のリンゴ・ナシで 2.9％、液果類のイチゴ・
上、こうした残留物は他の基質(ハチ、花粉、蜂パン、花
ラズベリー・スグリ・ブルーベリー・ブドウで 2.2％であ
蜜、蝋、蜂蝋、ロイヤルゼリーなど)を二次汚染する恐れ
った。ネオニコチノイド系殺虫剤の施用法や施用量につい
がある(Rortais et al. 2005; Chauzat et al. 2006; Mullin et al.
ての情報は得られなかった。最近インドで試料採取した果
2010)。ミツバチ、マルハナバチ、単独性ハチの曝露経路
物の 22％でイミダクロプリドの残留が検出され、2％は最
は、欧州食品安全委員会(EFSA)によって確認され(2012a)、
大残留基準(MRL)を越えていた(Kapoor et al. 2013)。トル
0 (曝露経路ではない)～4 (大いに関連性がある曝露経路)
コでも同様の状況が報告されており、野菜から検出された
に順位付けされた。こうした経路の一部は新しい証拠が明
アセタミプリドの濃度は MRL（最大残留基準値）以上で
らかになれば再評価が必要であるとはいえ、花蜜と蜂蜜、
あった(Sungur and Tunur 2012)。
花粉、および蜂パンはすべて最高スコアを有し、したがっ
ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルによる
て、これらがハチにとってもっとも可能性の高い曝露経路
の(kg
摂取量
/kg
施用量
第 3 章 環境運命と曝露 55
表 3 複数の果物野菜群におけるネオニコチノイド系殺虫剤の陽性試料数
類
分析した生産物
標本数
陽性標本数
＞MRL の
標本数
柑橘
レモン、オレンジ、ミカン、グレープフルーツ
177
2
0
核果
モモ、ネクタリン、アンズ、サクランボ
111
5 (4.5%)
0
仁果
リンゴ、ナシ
175
5 (2.9%)
0
液果
イチゴ、ラズベリー、スグリ、ブルーベリー、ブドウ
556
12 (2.2%)
3 (0.5%)
熱 帯 お よ び亜 熱 帯 果
パイナップル、キウィ、カキ、マンゴ、キンカン
101
1
1
レタス、クレソン、ホウレンソウ、ウィキョウ、ネギ、パ
231
24 (10.4%)
3 (1.3%)
トマト、ピーマン、ナス、ズッキーニ、メロン、キウリ、 540
252
104
トウガラシ
(46.7%)
(19.3%)
47
1
0
物
葉菜および香草
セリ
果菜
アブラナ属野菜
カリフラワー、ハクサイ、芽キャベツ、コールラビ、キャ
ベツ
根菜および塊茎野菜
ニンジン、ダイコン、カブ
39
0
0
穀物類
トウモロコシ、コムギ、挽き割りトウモロコシ、セモリナ
50
0
0
粉、フスマ、コメ、その他
豆果および茎菜
アスパラガス、ダイズ、グリーンピース、セロリ
33
0
0
その他
アブラナ、茶、乾燥果物、リーキ、ブドウ液、バレイショ、 64
0
0
濃縮果汁、その他
であると推定される。
証明した(Suchail et al. 2001; Whitehorn etal. 2012)。正確な
データを用いたイミダクロプリドの評価は、2000 年代前
評価 有効成分の生態リスク評価には、ハザード比
半に行われたばかりである(Rortais et al. 2005; Halm et al.
(HQ)計算を用いる。この方法では予測環境濃度(PEC)を予
2006)。この評価では、(1) 異なる曝露経路と (2) ミツバチ
測無影響濃度(PNEC)と比較することで、問題となる汚染
のさまざまな階級(採餌蜂、育児蜂、幼虫、冬蜂など)にお
の有害性が環境中で生じるかどうかを推定する。HQ 計算
ける餌への相対的な必要性が共に考慮された。
では、殺虫剤の施用形態、浸透性、曝露経路、残留性、代
殺虫剤のハチへのリスク評価が EU において最近終了し
謝などは考慮しない。歴史的に見て、花粉や花蜜のような
た。現在、マルハナバチと単独性ハチへの殺虫剤の危険性
基質中の残留物を計測する適切な分析法がなかったため、
が考慮され(EFSA 2012a; EFSA 2013f)、(a) 摂取、(b) 接触、
こうした計算法は不正確であった。これは 1990 年代のイ
(c) 吸入といった異なる曝露形態が検討されている。さら
ミダクロプリドとフィプロニルに当てはまる。すなわち初
に、(1) 巣箱内での食糧(おもに蜂蜜と蜂パン)・巣(蝋と蜂
期のリスク評価では、ハチの LD50 に関して花の著しい汚
蝋など)・他の蜂生産物などへの曝露、ならびに(2) 巣箱外
染はないと推定し PEC は登録時に過小評価された(Maxim
での水・植物(花蜜、花粉などいくつかの基質を食糧供給
and van der Sluijs 2007)。しかし、分析法の向上とともに、
源と考える)・溢液・空気・粉塵・土などへの曝露に対す
花粉/蜂パンおよび花蜜/蜂蜜中の残留物の検出がより正確
る評価がなされている。花粉や花蜜を餌にする他種に対し
になり(Bonmatin et al. 2005a; Dively and Kamel 2012;
ても同じ評価法を用いることができるであろう。
Paradis et al. 2014)、実際には PEC 値がはるかに高いこと
が分かった。その一方で曝露がハチに及ぼす慢性亜致死的
不均一性 主な問題点の一つは測定データが、こうした
影響についての新しい理解が PNEC 値を引き下げ、製品
（花粉などの）曝露に関連する基質の中でのばらつくこと
登録時にこの数値が明らかに過大に見積もられたことを
で、もともと処理用量および方法、調査作物、季節、場所、
56 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
土壌、天候、時間、ハチの階級などにより大きなばらつき
ら明らかである。1990 年代前半、グラム当たりナノグラ
がある。作物品種が違えば、花粉や花蜜の残留含有量も違
ム(ppb)の範囲内で汚染濃度を測定できるほど分析技術は
う可能性がある(Bonmatin et al. 2007)。さらにハチが収穫
高くなかった。検出限界(LOD)と定量限界(LOQ)は現在よ
する汚染食糧と非汚染食糧の量の比率(例、処理花粉/全花
り 2 桁高かった。その当時、クロマトグラフに装着されて
粉の比率、処理花蜜/全花蜜の比率)、採餌蜂と内勤蜂
いた通常の検出装置(たとえば、タンデム質量分析計では
(in-hive bees)間での代謝の相違、代替植物資源の入手可能
なく紫外可視分光計)は現在使用されているものより感度
性、ハチによる“ろ過”効果(付着した花粉は失踪しなかっ
が低く、分析結果はしばしば残留物が検出限界以下である
た採餌蜂によってのみ持ち帰られる)、処理作物とハチの
という曖昧な事実を示すに過ぎなかった。その上、分析の
巣間の距離、混合の効果(例、花蜜と花粉を混ぜて蜂パン
対象はたいてい茎と葉であって、花の分析は少なかった。
を作る)、濃縮効果(例、含水量を減少させ花蜜から蜂蜜を
花蜜と花粉のための抽出法と検出法は、効率性も感度も高
作る)など、ばらつきの原因は枚挙にいとまがない。また
くないため、そうした基質はめったに分析されなかった。
測定が、いつも同じ基質で行われる訳ではないことや、実
より高感度の方法が関係者によってもっと早く準備され
験者による試料とその存在場所(実験区)の選択の影響も受
るべきであった。
けることが、危険性の比較を困難にしている。このことは
改良された抽出方法と高性能なクロマトグラフィー・タ
水質汚染でとくに重要で、水資源(地表水、一時的滞留水、
ンデム質量分析法の使用により LOQ 値は、2000 年代前半
溢液など；EFSA 2013f)はもともと互いに組成が著しく異
に 1 ng/g の範囲に達した。この方法の前記の基質に対す
なり、地表水の汚染濃度は同じ採餌エリア内でも数
る妥当性が確認され、LOD は数 ppb となった(Schmuck et
ng/L(ppt)～数 ng/mL(ppb)程度にばらつくのが普通であ
al. 2001; Laurent and Rathahao 2003; Bonmatin et al. 2003;
る(Starner and Goh 2012; Van Dijk et al. 2013; Goulson
Chauzat et al. 2006; Mullin et al. 2010;Wiest et al. 2011;
2013;
Paradis et al. 2014)。分析法の改良は、分析の対象を単一
Main
et
al.
2014;
Bonmatin,
personal
communication)。
の化合物あるいは一化合物質群中の限られた数の化合物
新鮮な貯蔵蜂蜜の汚染は、花蜜中の残留物に由来する。
に絞ることで可能である。そうすることにより、多数の活
巣箱内の蜂蜜は花蜜より汚染度が低いことがある。この状
性成分を抽出するために設計された通常のスクリーニン
況は種子コーティングされたヒマワリで報告された
グ（ふるいわけ）法と比べて LOD と LOQ が大幅に下が
(Schmuck et al. 2001)が、これは希釈効果による可能性が
る。またスクリーニング法では、抽出収率が一部の化合物
あり、処理蜂蜜と未処理花蜜の混合が、花粉混合の場合(上
で相対的に低く結果が過小評価されがちで、実際公表デー
記参照)のように、汚染濃度を低下させる。逆の状況も土
タでは通常、各化合物の抽出収率の補正を行っていないこ
壌施用したミカンの木で報告された(Byrne et al. 2014)。代
とが多い。一般的のスクリーニング方法がリスク評価に適
謝過程の多くはほとんど解明されないままであるが、働き
していないもうひとつの理由として、できるだけ多くの有
蜂によって、輸送中に最初の代謝が起こり多種多様の化学
効成分を、それが農作業に関係するか否かにかかわらず特
反応と化学処理が行われ、その間に花蜜中の水分量
定し定量化することを目標としていることがある。これら
(Winterlin et al. 1973)や経時的分解により濃縮係数が変化
の理由から、リスク評価では常に特定の標的化合物を対象
することが分かっている(Simon-Delso et al. 2014, 本特集
とする方法を用いるべきだが、他方スクリーニング法は汚
号)。こうした代謝過程には採餌蜂と内勤蜂が関与するた
染の最初の証拠を得るのに適している(たとえば、不特定
め、花蜜が高度に汚染されると巣箱全体の機能が悪影響を
の標的化合物を対象とするスクリーニング調査)。一定の
受け、蜂蜜が巣内に効率良く貯蔵されなくなると考えられ
やや長い時間内で(中期に)、多種類の残留物を検出する方
る(Bogdanov 2006; EFSA 2012a)。
法(およそ 10～100 種の有効成分を分析)が最近公開された
花粉については、作物から直接採取した試料とミツバチ
が、この方法は花蜜や花粉といった基質中でかなり広範囲
が巣箱に持ち帰った花粉団子の間の汚染度の差が報告さ
の残留物を高感度に検出できる利点がある(Wiest et al.
れた。この差は主にハチが処理作物の花粉を非処理作物の
2011; Paradis et al. 2014)。こうした方法は単一の殺虫剤の
花粉と混ぜる際の著しい希釈効果に起因する(Bonmatin
リスク評価に比べて、ハチの複合曝露を検出するのにより
et al. 2003, 2005b)。さらに花粉が巣箱に蓄えられて蜂パン
優れており、同一の殺虫剤群(ネオニコチノイド系)内ある
の成分になると、さまざまな化学的・生化学的変化が起こ
いは種々の殺虫剤群(ニコチノイド系、フェニルピラゾー
り、花粉タイプ間の残留濃度に差が生じる。
ル系、ピレスロイド系など)間で殺虫剤数種の有無を決定
ばらつきの別の大きな要因は、試料採取手順および分析
するのに非常に有用である。とくに相加的な毒性の可能性
方法に直接起因するものである。後者（分析方法）が統一
や潜在的な相乗効果を検討する場合には便利である。
されていないことは、過去の HQ（ハザード比）の計算か
以上のような理由から関連する基質中での残留物の測
第 3 章 環境運命と曝露 57
定値が大きくばらつくことは当然で、データが不足してい
ンとチアメトキサムでも同様な傾向が観察された。したが
れば最悪の場合の状況に基づいて評価することが正当化
って、花粉／蜂パンの平均汚染濃度をよりよく理解するた
される。しかし、花粉/蜂パンおよび花蜜/蜂蜜には多数の
めには、平均化したデータ、すなわちチアクロプリド 75
データが存在するので、ネオニコチノイド系殺虫剤とフィ
ng/g, ジノテフラン 45 ng/g、チアメトキサム 29 ng/g、イ
プロニルによるこれらの基質の汚染範囲を明らかにでき
ミダクロプリド 20 ng/g、クロチアニジン 9 ng/g、アセタ
る。こうしたことはミツバチに限るわけではないので、本
ミプリド 3 ng/g、フィプロニル 1.6 ng/g も考慮に入れねば
総説ではさまざまな種類の授粉昆虫に経口・接触毒性を引
ならない(Sanchez-Bayo and Goka 2014)。結果として、後
き起こす一般的な食糧供給源に焦点を絞る。
者の数値が非標的種の毒性研究にもっとも適していると
考えられる。
花粉と蜂パン 最近の科学評論誌、科学論文、一部の関
連評価報告書草稿(DAR)、および関連報告書によって発表
花蜜と蜂蜜 EFSA(2012b)の調査によると、一般的に花
されたデータを表 4 に示す(Johnson et al. 2010; EFSA
蜜中のネオニコチノイド系殺虫剤の濃度は花粉中と比べ
2012a; Thompson 2012; EFSA 2013a, c, e; Sanchez-Bayo
て低かった(Goulson 2013 も参照)。科学誌、化学論文、一
and Goka 2014)。こうした最近の総説は、ネオニコチノイ
部の関連評価報告書草稿(DAR)で報告されたデータを表 5
ド系殺虫剤およびフィプロニルなどの残留レベルを評価
に 示 す (Thompson 2012; EFSA 2012a, 2013a, b, d, e;
するために行われた。重複したデータ(引用文献を羅列し
Sanchez-Bayo and Goka 2014)。比較的最近の総説は、ネ
てまとめたデータなど)を除くため、表 4 および表 5 に原
オニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルを評価する目的
資料を示す。
で書かれた。Sanchez-Bayo と Goka(2014)が行った大域解
Sanchez-Bayo と Goka (2014)が行った、曝露経路や作物
析によると、花蜜/蜂蜜試料中の検出率は、チアメトキサ
種、殺虫剤施用形態を区別しない大域解析によると、花粉
ムの 65％に続き、チアクロプリド 64％、アセタミプリド
/蜂パン中の農薬の検出率は、アセタミプリド 24％、チア
51％、イミダクロプリド 21％、クロチアニジン 17％、フ
クロプリド 18％、イミダクロプリド 16％、チアメトキサ
ィプロニル 6.5％であった。留意すべきは、Dively と
ム 13％、クロチアニジン 11％、フィプロニル 3％、ジノ
Kamel(2012)の研究で、2009 年にカボチャの花蜜試料中で
テフラン 1％だった [Dively と Kamel(2012)による報告で
ジノテフランが常時(100％)検出されたことである。花粉/
は、ジノテフランは 100％であったが]。分析した試料中に
蜂パンの場合とは違い、処理作物の花蜜/蜂蜜のほとんど
有効成分が検出や定量されないことが多いとはいえ、もっ
に 3 種のネオニコチノイド系殺虫剤が検出された
とも古い測定値で殺虫剤の検出率が最低だったことも示
(Sanchez-Bayo and Goka 2014)。しかし、ネオニコチノイ
され、検出率は分析技術の感度の影響を受けることが裏付
ド系殺虫剤の比率が、花蜜/蜂蜜中の方が花粉/蜂パン中よ
けられた。
りも高いことは、使用した分析技術の感度が向上したこと
興味深いことに、表 4 中の残留濃度の最高値はそれぞれ、
に起因する可能性がある。花蜜/蜂蜜に対する分析法を検
チアクロプリド 1,002 ng/g、イミダクロプリド 912 ng/g、
証すると、概して花粉/蜂パンの場合よりも LOD 値と LOQ
ジノテフラン 168 ng/g、アセタミプリド 134 ng/g、チアメ
値が低かったが(Mullin et al. 2010; Lambert et al. 2013;
トキサム 127 ng/g、クロチアニジン 41 ng/g、フィプロニ
Thompson et al. 2013)、花粉/蜂パンは花粉の内包性や他の
ル 29 ng/g であった。それぞれの化合物ごとにこれらの数
化合物による干渉効果のため、試料調製や分析が難しい基
値を毒性データに対応させて解釈しなければならない。し
質である。
かし、これらの数値が示すのは最悪の場合である。曝露デ
Sanchez-Bayo と Goka(2014)による花蜜/蜂蜜中の最高
ータのさらなる調査から、さまざまな施用方法(土壌処理、
値は、チアクロプリド 209 ng/g、イミダクロプリド 73 ng/g、
注入、噴霧、種子コーティングなど)から得られたデータ
ジノテフラン 22 ng/g、チアメトキサム 17 ng/g、アセタ
による花粉／蜂パン中の平均濃度は、これらの最高値より
ミプリド 13 ng/g、クロチアニジン 10 ng/g であった。こ
低いことが示された。たとえば、空中散布は種子処理より
れらのデータから、花蜜/蜂蜜の汚染度は花粉/蜂パンと比
も有意に高い濃度の汚染源であるとの報告がある
べて、クロチアニジンの 1/4 からイミダクロプリドの l/12
(Thompson 2012; EFSA 2012a)。これが、濃度を十年単位
とかなり低かった。最近報告された花蜜中の濃度の最高値
で順位づける時に結果が大きくばらつく説明となる。しか
は、Paradis ら(2014)によるアセタミプリド 112.8 ng/g、
し、イミダクロプリドが種子コーティングに使用された場
Larson ら(2013)によるクロチアニジン 319 ng/g、Paine ら
合、平均残留濃度は大部分が 1～10 ng/g の範囲内にあり、
(2011)らによるイミダクロプリド 660 ng/g、Pareja ら(2011)
農作物(ヒマワリ、トウモロコシ、ナタネ)間でのばらつき
によるフィプロニル 100 ng/g であったことは、注目に値
は大きくなかったのに対して、噴霧や土壌施用では数値が
する。フィプロニルはネオニコチノイド系殺虫剤よりも水
1 桁高くなった。それほどではないにせよ、クロチアニジ
58 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
表 4 花粉または花粉由来マトリクス(花粉／蜂パン)における残留物(ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニル)
殺虫剤 a
アセタミプリド
クロチアニジン
検出率 b
範囲 c
平均値
（％）
（ng/g）
e,f
24.1
1–1,000
3
134
Sanchez-Bayo and Goka (2014)
45
0.1–100
4.1
26.1
Pohorecka et al. (2012)
3.1
10–1,000
59.3
134
Mullin et al. (2010)
11
1–100
9.4
41.2
Sanchez-Bayo and Goka (2014)
0.1–100
0.1h to 17.1h
21.1h
Dively and Kamel (2012)
1–10
1i to 4i
7
Pilling et al. (2014)
1–10
1.8
3.7
Pohorecka et al. (2012)
1–100
3.9
10.7
Krupke et al. (2012)
7.38-
36.88
See estimate for maize
5.95-
19.04
See estimate for rape
3.29
See estimate for sunflower
15
See Schöning 2005 (DAR)
1–10
2.59
Cutler and Scott-Dupree (2007)
1–10
2.8
Scott-Dupree and Spivak (2001)
11
d
または大きさ
（ng/g）
最大値 f
（ng/g）
1–100
In EFSA (2013a):
1–10
In EFSA (2012a):
10.4
See Nikolakis et al. (2009) (DAR)
2.9
See Maus and Schöening (2001) (DAR)
4.1
See Schmuck and Schöening (2001a) (DAR)
3.3
See Schmuck and Schöening (2000b) (DAR)
2.5
See Maus and Schöening (2001c) (DAR)
3.1
See Schmuck and Schöening (2001d) (DAR)
5.4
See Maus and Schöening (2001e) (DAR)
3.3-
6.2
See Maus and Schöening (2001f, g) (DAR)
2.6-
ジノテフラン
イミダクロプリド
1
10-1,000
45.3
168.1
Sanchez-Bayo and Goka (2014)
100
10-1,000
11.2 to 88.3+17.1j
147+21.1j
Dively and Kamel (2012)
1
1–10
4
7.6
Stoner and Eitzer (2013)
16.2
1–1,000
19.7
912
Sanchez-Bayo and Goka (2014)
0.1–1,000
0.1 to 80.2+19.1k
101+27.5k
Dively and Kamel (2012)
9.1
1–1,000
30.8
216
Rennich et al. (2012)
2.9
1–1,000
39
206+554l+152l
Mullin et al. (2010)
40.5
0.1–10
0.9
5.7
Chauzat et al. (2011)
1–100
14
28
Stoner and Eitzer (2012)
1–100
5.2+5.6l
70+5.6l
Stoner and Eitzer (2013)
10–100
13
36
Laurent and Rathahao (2003)
0.1–100
2.1
18
Bonmatin et al. (2005)
1–100
9.39
10.2
Byrne et al. (2014)
1–100
2.6
12
Wiest et al. (2011)
0.1–100
3
11
Bonmatin et al. (2003)
3-
15
See Stork (1999) (Germany 2005, DAR)
3.45-
4.6
See Germany 2005 (DAR)
1.56-
8.19
See Schmuck et al. (2001) (DAR)
1–10
4.4
3.3
See Stork (1999) (Germany 2005, DAR)
1–10
1.2
7.6
Scott-Dupree and Spivak (2001)
1–10
3.3-
3.9
Chauzat et al. (2006)
1–10
1.35
<12
Lambert et al. (2013)
<0.5
Thompson et al. (2013)
12.1
87.2
83
1–100
In EFSA (2013c):
1–10
49.4
0.8
In EFSA (2012a):
0.1–1
チアクロプリド
引用文献 g
17.7
100–1,000
75.1
1,002.2
Sanchez-Bayo and Goka (2014)
62
1–1,000
89.1
1,002.2
Pohorecka et al. (2012)
2
1–1,000
187.6
326
Rennich et al. (2012)
5.4
1–1,000
23.8
115
Mullin et al. (2010)
第 3 章 環境運命と曝露 59
表４（続き）
殺虫剤 a
検出率 b
範囲 c
平均値
（％）
（ng/g）
e,f
1.3
1-100
22.3
68
150-
277
See Von der Ohe (DAR)
9-
36
See Schatz and Wallner (2009) (DAR)
1-100
10 to 30
90
Skerl et al. (2009)
10-1,000
28.9
127
Sanchez-Bayo and Goka (2014)
0.1–1,000
0.1 to 95.2+26.8h
127+35.1h
Dively and Kamel (2012)
10–100
53.3
53.3
Mullin et al. (2010)
1–100
12
35
Stoner and Eitzer (2012)
37
1-10
3.8
9.9
Pohorecka et al. (2012)
1
1-10
2.8
4.1
Stoner and Eitzer (2013)
1–100
3i to 7i
12
Pilling et al. (2014)
1–100
1.7
6.2 to 20.4
Krupke et al. (2012)
13.41-
21.51
See estimate for maize
2.37-
3.02
See estimate for sunflower
4.59-
19.29
See estimate for rape
4-
12
See Hecht-Rost (2007); Hargreaves
d
または大きさ
（ng/g）
最大値 f
（ng/g）
1-1,000
チアメトキサム
12.8
0.3 %
引用文献 g
Stoner and Eitzer (2013)
In EFSA (2012a):
1–100
In EFSA (2013b):
(2007) (DAR)
1-10
2.3 to 2.7
Thompson et al. (2013)
0.1–10
In EFSA (2012a):
2.5-
6-CNA
Fipronil
4.2
See Schuld (2001a) (DAR)
4.6
See Schuld (2001b) (DAR)
3.6
See Barth (2001) (DAR)
1.1
See Barth (2001) (DAR)
3.2
See Balluf (2001) (DAR)
9.3
Chauzat et al. (2011)
33
0.1-10
1.2
57.3
0.1-10
1.2
44.3
0.1-10
1.2
1-100
1.6
29
Sanchez-Bayo and Goka (2014)
0.3
1-100
28.5
28.5
Mullin et al. (2010)
6.5
0.1-10
1.2+1.0+1.7m
0.3+1.5+3.7m
Chauzat et al. (2011)
0.6
1-10
2.8
3.5
Stoner and Eitzer (2013)
3.7m
1-10
2 to 2.3m
4
Bernal et al. (2010)
49m
0.1-10
0.8m
8.3m
Bonmatin et al. (2007)
12.4
0.1-10
1.2
1.2+1.7+1m
Chauzat et al. (2009)
1.9 and 6.4
In EFSA (2013d): see Kerl (2005) (DAR)
2.8
and
Chauzat et al. (2009)
Chauzat et al. (2006)
3.7m
1-10
6-CNA (6-クロロニコチン酸)
a 活性成分
b 陽性所見の割合 (本文参照)
c 年代により分類
d 陽性所見の中央値
e 定量データの最小値-最大値を次の行に示す.
f 定量データの最大値
g データの重複を避けるため、引用元はオリジナルの研究に限り、DAR(評価報告書)のデータは、EFSAの総説より入
手できる。
h チアメトキサムから生じたクロチアニジン
I 中央値
J データが UF (1-methyl-3-(tetrahydro-3-furylmethyl)urea) 誘導体を含む時
K データがイミダクロプリドの誘導体 (olefin, 5-OH, urea, desnitro olefin, desnitro HCl, and 6-CNA)を含む時
l データがイミダクロプリドの誘導体(5-OH, olefin, or 6-CNA)を含む時
m データがフィプロニル誘導体(sulfone-, sufide-, or desulfynyl-fipronil) を含む時
60 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
表 5 花蜜または花蜜由来マトリクス(花蜜／蜂蜜)における残留物(ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニル)
殺虫剤 a
アセタミプリド
検出率 b
範囲 c
平均値
（％）
（ng/g）
e,f
51
0.1–100
2.4
d
または大きさ
（ng/g）
最大値 f
引用文献 g
（ng/g）
13.3
Sanchez-Bayo and Goka (2014); Pohorecka et
al. (2012)
0.1–1,000
クロチアニジン
17
17
112.8
Paradis et al. (2014)
0.1–10
1.9
10.1
Sanchez-Bayo and Goka (2014)
0.1–100
0.1h to 4h
12.2h
Dively and Kamel (2012)
1-10
2.3
10.1
Pohorecka et al. (2012)
0.1-10
0.9-
2.2
Cutler and Scott-Dupree (2007); Johnson
0.1-1
1i
1
Pilling et al. (2014)
10–1,000
89-
319
Larson et al. (2013)
0.1–100
5
16
Thompson et al. (2013)
0.1–10
1-
3
Wallner (2009)
1.2-
8.6
See Schmuk and Shöening (2000a) (DAR)
0.3-
1
See Maus and Schöening (2002a) (DAR)
2.8-
3
See Maus and Schöening (2001b) (DAR)
5.4
See Maus and Schöening (2001c) (DAR)
3.7
Scott-Dupree and Spivak (2001)
et al. (2010)
100
0.1–10
0.1–10
0.9-
0.1–10
0.32
1-100
13.7
21.6
Sanchez-Bayo and Goka (2014)
100
1-100
2.1+0.1j to 9.2+4.1j
10.8+10.8j
Dively and kamel (2012)
21.4
1-100
6
72.8
Sanchez-Bayo and Goka (2014)
10-100
13.37 to 72.81
95.2
Byrne et al. (2014)
0.1-100
0.1 to 11.2+6.4k
13.7+9.4k
Dively and Kamel (2012)
0.1-10
0.7
1.8
Chauzat et al. (2011)
100–1,000
660j
Paine et al. (2011)
100–1,000
171
Larson et al. (2013)
ジノテフラン
イミダクロプリド
In EFSA (2012a):
21.8
EFSA (2013a) (estimate)
1-100
6.6+1.1+0.2l
16+2.4+0.5l
Krischik et al. (2007)
0.1-100
0.1 to 11.2+6.4k
13.7+9.4k
Dively and Kamel (2012)
1-100
10.3
14
Stoner and Eitzer (2012)
3.45-
4.6
See Stork (1999) (DAR)
1.59-
8.35
See Germany (2005) (DAR)
1-10
29.7
21
2.1
チアクロプリド
65
In EFSA (2012a):
0.1-10
0.7+1.2l
0.1-10
1.9
0.1-10
0.6
2
Pohorecka et al. (2012)
0.1-10
0.2l-
3.9l
Wiest et al. (2011)
0.1-10
0.14l
<3.9l
Lambert et al. (2013)
0.1-1
0.6-
0.8
Scott-Dupree and Spivak (2001)
0.1-1
0.45
0.5
Thompson et al. (2013)
0.1-100
6.5
208.8
Sanchez-Bayo and Goka (2014); Pohorecka et
1-100
1.8
36
Schatz and Wallner (2009)
1-100
33
Johnson et al. (2010)
1-100
11.6
Paradis et al. (2014)
Chauzat et al. (2009)
Schmuck et al. (2001)
al. (2012)
チアメトキサム
6.5
65
0.1-100
6.4
17
Sanchez-Bayo and Goka (2014)
0.1-100
0.1 to 9.5+4h
12.2+6.4h
Dively and Kamel (2012)
0.1-100
4.2
12.9
Pohorecka et al. (2012)
0.1-10
0.7 to 2.4i+1i
4,7+1
Pilling et al. (2014)
1-100
11
20
Stoner and Eitzer (2012)
0.1-10
0.59
4
EFSA (2013b): see Hecht-Rost (2007) (DAR)
1.5 and 3.9
Thompson et al. (2013)
0.1-10
第 3 章 環境運命と曝露 61
表 5 (続き )
殺虫剤 a
検出率 b
範囲 c
平均値
（％）
（ng/g）
e,f
0.1-10
0.65
d
または大きさ
（ng/g）
0.1-10
最大値 f
引用文献 g
（ng/g）
2.72
EFSA (2013e) (estimate)
2
Paradis et al. (2014)
0.1-10
In EFSA (2012a):
1.0
2.1
See Shuld (2001a) (DAR)
0.9
See Purdy (2000) (DAR)
1
See Balluf (2001) (DAR)
6-CNA
17.6
0.1-10
1.2
10.2
Chauzat et al. (2011)
フィプロニル
6.5
10-100
70
100
Pareja et al. (2011)
0.3
10-100
28.5
Mullin et al. (2010)
0.1-10
In EFSA (2013d):
2.3
6.4
See Kerl (2005) (DAR)
3.3
See Bocksch (2009) (DAR)
6-CNA (6-クロロニコチン酸)
a 活性成分
b 陽性所見の割合 (本文参照)
c 年代により分類
d 陽性所見の中央値
e 定量データの最小値-最大値を次の行に示す.
f 定量データの最大値
g データの重複を避けるため、引用元はオリジナルの研究に限り、DAR(評価報告書)のデータは、EFSAの総説より
入手できる。
h チアメトキサムから生じたクロチアニジン
I 中央値
J データが UF (1-methyl-3-(tetrahydro-3-furylmethyl)urea) 誘導体を含む時
K データがイミダクロプリドの誘導体 (olefin, 5-OH, urea, desnitro olefin, desnitro HCl, and 6-CNA)を含む時
l データがイミダクロプリドの誘導体(5-OH, olefin, or 6-CNA)を含む時
溶性が低いにもかかわらず、花蜜/蜂蜜中の数値は花粉/蜂
大きなばらつきを説明できる。花粉/蜂パンの場合と同様、
パン中の 3 倍と高かった。これらの濃度の解釈は、それぞ
種子コーティングに使用されたイミダクロプリドの残留
れの化合物ごとに対応する毒性データについて行わねば
濃度は概ね 1～10 ng/g の範囲内であった(ヒマワリ、ワタ、
ならないことは言うまでもない。Kasiotis ら(2014)が行っ
ナタネ、EFSA 2013c)が、ユーカリへの土壌施用では数値
た別の研究では、イミダクロプリドが最高残留濃度 73.9
が 2 桁高かった(Paine et al. 2011)。これが、平均汚染度を
ng/g で検出されたが、これは、Byrne ら(2014)による検出
よりよく理解するために、平均化したデータ（ジノテフラ
値 95.2 ng/g と同程度であった。イミダクロプリドの最高
ン 13.7 ng/g、チアクロプリド 6.5 ng/g、チアメトキサム
値は、Kasiotis ら(2014)による 41,273 ng/g であった。しか
6.4 ng/g、イミダクロプリド 6 ng/g、アセタミプリド 2.4
し、注目すべき点は、一部の試料採取は養蜂家がミツバチ
ng/g、クロチアニジン 1.9 ng/g）をここでも考慮せねばな
の蜂群崩壊後に直接行なったので、外部汚染が起きた可能
らない理由である。最高値と同様に、花蜜/蜂蜜の汚染度
性もある(データは表 5 に含まれず)。花粉／蜂パン中の残
は花粉/蜂パンと比べると、アセタミプリドの 1/1.2 からチ
留濃度と同様、こうした数値は最悪の事態で得られたもの
アクロプリドの 1/11.5 までと低かった。これは、さらに、
で、一般的な汚染の度合いを示すものではない。
第一の基質の花蜜/蜂蜜は第二の基質の花粉/蜂パンよりネ
表 5 は、花蜜／蜂蜜中の平均残留濃度が上記の最高値に
オニコチノイド汚染が低いことを裏付ける。Kasiotis ら
比べてかなり低いことを示しているが、これは、先述と同
(2014)による研究の具体的な事例では、花蜜/蜂蜜中の平均
様に施用方法(土壌灌注処理、注入、噴霧、種子コーティ
濃度はイミダクロプリドで 48.7 ng/g、クロチアニジンで
ングなど)がデータによりさまざまで異なることに由来す
3,285 ng/g だった。フィプロニルの具体的な事例を詳しく
る。花蜜／蜂蜜中でも、やはり空中散布が種子処理よりも
調べることが難しいのは、いまだにデータが不足し、既報
汚 染 源 と し て 寄 与 が 高 か っ た (Thompson 2012; EFSA
のデータのばらつきが大きいためである。フィプロニルは、
2012a)。このことは、たとえばイミダクロプリドで認めら
花蜜/蜂蜜中の方が花粉/蜂パン中よりも高い濃度で検出さ
れるように、濃度を十年単位で順位づけした場合の結果の
れた。
62 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:35–67 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
結論 花粉/蜂パンと花蜜/蜂蜜は、発生源・平均濃度・
甘露とは、おもにアブラムシ(アブラムシ科)や他の異翅亜
最高残留濃度の観点から、ネオニコチノイド系殺虫剤およ
目昆虫が分泌するネトネトした甘い液である。とりわけア
びフィプロニルの曝露経路として関連性がきわめて高い
リ(アリ類)は甘露を直接餌とする一方、セイヨウミツバチ
ことが推測される。フィプロニルの少数の研究は、結果に
とカリバチは甘露を採集する。処理作物での甘露の産生は、
ばらつきが大きく、平均残留濃度は、花粉/蜂パンで 0.8～
それを分泌するアブラムシがそれらの作物には寄生しな
28.5 ng/g、花蜜/蜂蜜で 2.3～70 ng/g であった。ネオニコ
いので、微々たるものであるという主張があるかもしれな
チノイド系殺虫剤では、Sanchez-Bayo と Goka(2014)によ
い。Van der Sluijs ら(2013)は、ハチの寿命が長めであるこ
る平均残留濃度は、花蜜/蜂蜜で 1.9～13.7 ng/g、花粉/蜂パ
とを考えれば、植物樹液中の濃度がアブラムシを殺すほど
ンで 3～75.1 ng/g の範囲内にあった。しかし、数件の研究
高くなくても、反復的な曝露により最終的にはハチにとっ
によると、平均残留濃度はより高かった(表 4 と表 5)。ネ
て有害なものになると主張した。ただし、この仮説を立証
オニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの最高濃度
するデータは存在しない。EFSA(2013d)は、フィプロニル
は、花蜜/蜂蜜が 10.1～208.8 ng/g の範囲内、花粉/蜂パン
の場合には、甘露をミツバチにとって想定される曝露経路
が 29～1,002 ng/g の範囲内であった(Sanchez-Bayo and
として考慮しなければならないと結論した。
Goka 2014)。最高濃度のばらつきが大きいことは、花粉お
よび花蜜の汚染は予測し防止することが難しいこと、およ
びに花粉と花蜜の両方で非常に高い残留濃度が検出され
ることを明確に示唆する。非標的種が花粉や花蜜を経由し
て複数の殺虫剤に曝露することは、注目に値する。このこ
とは、最近、ミツバチが集めた花蜜中で、アセタミプリド、
チアクロプリド、チアメトキサム、タウフルバリネート、
デルタメトリンなどの殺虫剤が 3～4 種類同時に検出され
た(分析した 22 種類の殺虫剤の標準試料中)ことにより実
証された(Paradis et al. 2014)。なお、後者の研究に関して、
フィプロニルの農業使用ならびにイミダクロプリドのヒ
マワリとトウモロコシへの使用がフランスで数年前から
保留されていることを留意すべきである。
最後に述べたいことは、非標的種は、同時にあるいは異
なる時点で、花粉や花蜜など複数の経路を介して、複数の
系列の農薬(殺虫剤、除草剤、殺菌剤)に曝露する可能性が
非常に高いということである。これは、処理された果樹に
とくに関わりがある。ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプ
ロニルの場合、研究間や研究内で曝露データのばらつきが
依然として高く、これは、(1) 施用方法 (2) 対象作物 (3)
分析試料 (4) 測定法、のばらつきに起因する。ばらつきの
改善や評価が難しいのは、野外試験では管理が難しいため
ロバスト（頑強）な試験手順が要請されることと、必要な
高感度分析法の使用には費用が掛かり過ぎるためである。
したがって最近 10 年間の大きな方法論的進歩にもかかわ
らず、曝露の分析には本質的に不均一な結果が伴い、常に
議論の余地がある。このばらつきは実際の場面では測定値
の誤差を意味する訳ではないが、このデータのばらつきに
もかかわらず、世界的な研究の結果により非標的種のこれ
らの殺虫剤への曝露が実証された。この曝露は、とくに花
蜜と花粉を経由して、ハチや他の授粉生物に対して有害で
あることが立証された(Pisa et al. 2014, 本特集号)。
結論
ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルは、その物理化
学的特性により、野外における実際の使用量で環境中に蓄
積する可能性がある (Bonmatin et al. 2007)。数か月あるい
は数年にわたる残留性と水溶性が組み合わさることによ
り、土壌と底質(ppb～ppm の範囲)・水路(地下水と地表
水、ppt～ppb の範囲内)・処理・非処理植生(ppb～ppm の
範囲)などの汚染、およびにそれらに蓄積する可能性があ
る(Goulson 2013)。
これらの環境試料に関する農薬のスクリーニング検査
は試験結果にばらつきがあり、行われた場合でも毒性代謝
産物が含まれていないことが多い。しかし、スクリーニン
グ検査された場合、環境試料にはネオニコチノイド系殺虫
剤やフィプロニルの混合物が、それらの毒性代謝産物およ
び他の農薬と共に含まれていることが通例である。その上、
水中の測定値については、生態毒性学的な許容限度を超え
る値が検出される傾向が世界中で認められる(例、
Gonzalez-Pradas et al. 2002; Kreuger et al. 2010; Starner
and Goh 2012; Masiá et al. 2013; Van Dijk et al. 2013)。
環境中にこれらの化合物が存在することは、あらゆる種
類の非標的生物が曝露することを示唆する。播種期から開
花期まで曝露されるミツバチはよい実例である。春、農作
物に対する種子処理剤の使用は、播種機によって放出され
る粉塵に飛翔中のハチが直接曝露することにより、急性中
毒の危険をハチを始め他の授粉昆虫に及ぼす(Girolami et
al. 2013)。噴霧器の使用も、花、とくに果樹の花で採餌す
る非標的生物を曝露させる。施用形態にかかわらず、ハチ
は汚染された花粉や花蜜を、そしておそらくは汚染水をも
巣に持ち帰る。世界中でミツバチの蜂群の備蓄食糧中の残
留物を分析すると、これらの化合物の物理化学的性質に基
づいてわれわれが予測したことがまさに明らかに示され
る。こうした備蓄食糧には、ネオニコチノイド系殺虫剤や
甘露
第 3 章 環境運命と曝露 63
フィプロニルの混合物が通常 1～100 ppb の範囲で含まれ
ており、ミツバチがその生涯を通じて長期暴露しているこ
とを示す(Sanchez-Bayo and Goka 2014)。あまり調査が進
んでいない授粉昆虫や無脊椎動物でも同様の曝露が予想
され得る。そのような広範囲の汚染は、農地やその近くに、
あるいは農業地帯に近接する河川に生息する、水生および
陸生の無脊椎動物(Pisa et al. 2014、本特集号)ならびに脊椎
動物(Gibbons et al. 2014、本特集号)に影響を及ぼす。
この環境汚染は、代替物が開発されない限り(Furlan
and Kreutzweiser 2014,本特集号;Van der Sluijs et al. 2014,
本特集号)、さまざまな生態系機能や生態系サービスに影
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本稿は、国際浸透性殺虫剤タスクフォースのバリ
（2010）、バース（2011）、ケンブリッジ（2012）、モンテ
グロット、パドバ（2012）、ルーヴァン=ラ=ヌーブ（2013）、
レニャーロ、パドバ（2013）での総会での議論により有益
な示唆を得た。V.アマラル-ロジャース、P. ミノー、C. モ
リセー、B. サチエンヌの助力に感謝する。この仕事は、the
Triodos Foundation’s Support Fund for Independent Research on
Bee Decline and Systemic Pesticides.により資金提供を受けた。
この支援基金は、Adessium Foundation (オランダ), アクト・ビ
ヨンド・トラスト(日本), ユトレヒト大学(オランダ), Stichting
Triodos Foundation (オランダ), Gesellschaft fuer
Schmetterlingsschutz (ドイツ),M.A.O.C. Gravin van Bylandt
Stichting (オランダ), Zukunft Stiftung Landwirtschaft (ドイツ),
Study Association Storm (Student Association Environmental
Sciences Utrecht University), Deutscher Berufs- und
Erwerbsimkerbund e. V. (ドイツ), Gemeinschaft der europäischen
Buckfastimker e. V. (ドイツ) と市民の寄付により賄われた。寄
付者は、研究のデザイン、データ収集、分析、出版の決定、
原稿の作成に一切関与しなかった。
オープンアクセス 本稿は、原作者および発行元より与え
られた、使用、頒布、複製をあらゆる媒体で許可するクリ
エイティブ・コモンズ・ライセンスの名の許に、頒布され
るものである。
引用文献
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著者名は責任著者を除きアルファベット順である。利益相
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Chagnon M, Downs C, Furlan L, Gibbons DW, Giorio C, Girolami
V, Goulson D, Kreutzweiser DP, Krupke C, Liess M, Long E,
McField M, Mineau P, Mitchell EAD, Morrissey CA, Noome DA,
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第４章 非標的無脊椎動物への影響 71 浸透性殺虫剤による生物多様性と生態系への影響に関する世界的な統合評価書
ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの
非標的無脊椎動物への影響 L. W. Pisa・V. Amaral-Roger s・L. P. Belzunces・J. M. Bonmatin・C. A. Downs・D. Goulson・
D. P. Kreutzweiser ・C. Kr upke・M. Liess・M. McField・C. A. Morr issey・D. A. Noome・
J. Settele・N. Simon-Delso・J. D. Star k・J. P. Van der Sluijs・H. Van Dyck・M. Wiemer s
受付：2014 年 5 月 8 日 採用：2014 年 8 月 15 日 オンライン出版：2014 年 9 月 17 日 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 DOI 10.1007/s11356-014-3471-x
© The Author(s) 2014. This article is published with open access at Springerlink.com ネオニコチノイド研究会監訳初版：2015年4月30日
要約 ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの大
動物への影響に関する現時点の知見を評価した。評価の多く
規模な汚染による、陸生、淡水、および海生の非標的無脊椎
をセイヨウミツバチ(Apis mellifera)の亜致死作用に関する知
見にあてた理由は、この重要な花粉媒介昆虫が非標的無脊椎
Responsible editor: Philippe Garrigues
L. W. Pisa (corresponding author) : N. Simon-Delso : J. P. Van der
Sluijs
Environmental Sciences, Copernicus Institute, Utrecht University,
Heidelberglaan 2, 3584 CS Utrecht, The Netherlands
e-mail: l.w.pisa@uu.nl
V. Amaral-Rogers
Buglife, Bug House, HamLane, OrtonWaterville, Peterborough PE2
5UU, UK
M. Liess
Department System-Ecotoxicology, Helmholtz Centre for
Environmental Research, UFZ, Permoserstrasse 15, 04318 Leipzig,
Germany
M. McField
Healthy Reefs for Healthy People Initiative, Smithsonian
Institution, Belize City, Belize
L. P. Belzunces
Laboratoire de Toxicologie Environnementale, INRA, UR 406
Abeilles & Environnement, Site Agroparc, 84000 Avignon, France
C. A. Morrissey
Department of Biology and School of Environment and
Sustainability, University of Saskatchewan, 112 Science Place,
Saskatoon, SK S7N 5E2, Canada
J. M. Bonmatin
Centre de Biophysique Moléculaire, UPR 4301 CNRS, affiliated to
Orléans University and to INSERM, 45071 Orléans cedex 02, France
D. A. Noome
Task Force on Systemic Pesticides, 46, Pertuis-du-Sault, 2000
Neuchâtel, Switzerland
C. A. Downs
Haereticus Environmental Laboratory, P.O. Box 92, Clifford,
VA 24533, USA
D. A. Noome
Kijani, Kasungu National Park, Private Bag 151, Lilongwe, Malawi
J. Settele : M. Wiemers Department of Community Ecology,
Helmholtz-Centre for Environmental Research, UFZ,
Theodor-Lieser-Str. 4, 06120 Halle, Germany
D. Goulson
School of Life Sciences, University of Sussex, Sussex BN1 9RH,UK
D. P. Kreutzweiser
Canadian Forest Service, Natural Resources Canada, 1219 Queen
Street East, Sault Ste Marie, ON P6A 2E5, Canada
C. Krupke
Department of Entomology, Purdue University, West Lafayette, IN,
USA
J. Settele
German Centre for Integrative Biodiversity Research (iDiv),
Halle-Jena-Leipzig, Deutscher Platz 5e, 04103 Leipzig, Germany
Environ Sci Pollut Res DOI 10.1007/s11356-014-3471-x
72 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
動物でもっとも研究されている種だからである。チョウ目(チ
キーワード 農薬・ネオニコチノイド系殺虫剤・フィプロニ
ョウおよびガ)、ツリミミズ科(ミミズ)、広義のミツバチ(マル
ル・非標的種・無脊椎動物・ミツバチ・ミミズ・チョウ・淡
ハ ナ バ チ 、 単 独 性 ハ チ ) お よ び “ 他 の 無 脊 椎 動 物 (other 水環境・海洋環境 invertebrates)”については、既報の他の陸生種に関する研究
はじめに
で再検討する。淡水および海生種については、現在のところ
ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルが、広範な曝
ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、作物に被
露環境に生息する多様な淡水および海生無脊椎動物に及ぼす
害を及ぼす昆虫を防除し植物を保護するためにつくられた、
影響についてほどんど分かっていない。陸生および水生無脊
比較的新しい、広範に使用されている浸透性殺虫剤である。
椎種では、ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルに
また、家畜のノミ、ダニ、蠕虫(worms)などの寄生虫を防除
関し、生物の行動や毒性への影響に始まり、集団レベルに及
する動物用医薬品や、農業以外の分野の害虫駆除剤としても
ぼす影響まで報告されている。ミミズ類については、淡水性
使われている。この特集の他の報文によると、ネオニコチノ
および海洋性の種で、研究成果と規制のための危険性評価と
イド系殺虫剤とフィプロニルは大規模に使用され(例、
の関係を記した。ネオニコチノイド系殺虫剤はさまざまな無
Simon-­‐‑Delso et al. 2014、
本特集号)、
土壌残留性が非常に高く、
脊椎動物、とくに昆虫に対し非常に強い毒性を示し、実際の
土壌・底質に蓄積しやすく、地表水および地下水への流出や
野外レベルの曝露は致死的および非常に広範かつ重要な亜致
浸透度が高く、地球上のすべての環境で頻繁に検出されてい
死的影響を及ぼすと思われる。大多数の無脊椎動物は、その
る(Bonmatin et al. 2014, 本特集号)。これらの神経毒の大規模
多くが生態系が健全に機能するよう重要な役割を果たしてい
汚染による曝露が非標的昆虫やその他の無脊椎動物に及ぼす
るが、それに及ぶ影響については知見に大きなばらつきがみ
影響は、他の殺虫剤の検証から予測することがおそらく可能
られる。 である。しかし、農業生態系や(半)自然生態系でネオニコチ
圃場試験による少数の非標的種に関するデータは、試験手順
ノイド系殺虫剤やフィプロニルに曝露されるとみられる、大
が旧式で欠陥があり十分とはいえない。知見には食い違いや
半の昆虫や他の無脊椎動物種について、これらの殺虫剤が生
不確定要素があるとはいえ、多くの知見から導き出された結
物に及ぼす影響に関する情報はほとんどあるいはまったくな
論によれば、現在認可されている用途でのネオニコチノイド
い。本稿では、陸生および水生無脊椎動物への影響について
系殺虫剤とフィプロニルの現行の汚染レベルは、多くの場合、
の現時点の知見を評価する。 最小作用濃度をはるかに超えており、陸生・水生・海生・底
生環境に生息する広範囲の非標的無脊椎動物に、生物および
生態系に大規模かつ広範な負の影響を及ぼす。 陸生無脊椎動物
N. Simon-Delso
ミツバチ
Beekeeping Research and Information Centre (CARI), Place Croix
du Sud 4, 1348 Louvain-la-Neuve, Belgium
多くの研究がネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニル
のセイヨウミツバチ(Apis mellifera)に対する影響を集中的に
J. D. Stark
Puyallup Research and Extension Centre, Washington State
University, Puyallup, WA 98371, USA
ツバチは授粉生物としてもっとも扱いやすく、世界でも主要
な作物の生産に欠くことのできない位置を占めている(Klein J. P. Van der Sluijs
et al. 2007; Breeze et al. 2011)。ミツバチは、通常全国的あるい
Centre for the Study of the Sciences and the Humanities, University
は地域的な規模で冬に減少するもので、さらには世界中いた
of Bergen, Postboks 7805, 5020 Bergen, Norway
る所でミツバチの大規模な減少の兆候が認められている
H. Van Dyck
Behavioural Ecology and Conservation Group, Biodiversity
(Oldroyd 2007; Stokstad 2007; van Engelsdorp and Meixner 2010; Van der Zee et al. 2012a, b)。大規模な減少について理由
Research Centre, Earth and Life Institute, Université Catholique de
は何ひとつ確認されておらず、殺虫剤・生息地の減少・病害・
Louvain (UCL), Croix du Sud 4-5, bte L7.07.04,
寄生虫・環境要因など、多様な原因との関連が指摘されてい
1348 Louvain-la-Neuve, Belgium
扱っている。その文化的および蜜生産の意義はさておき、ミ
第４章 非標的無脊椎動物への影響 73 表 1 殺虫剤のミツバチに対する毒性、DDT との比較。表示単位は施用量－g/ha、半数致死量(LD50)－ng/個体(ハチ)。右
端列に DDT を 1 としたときの毒性を表記。出典: Bonmatin (2011) 殺虫剤
商品例
主な用途
通常使用量
急性 LD50
DDT に対する
（g/ha）
（ng/ハチ）
LD50 の比
DDT
ジノサイド
殺虫剤
200-600
27,000
1
チアクロプリド
プロテウス
殺虫剤
62.5
12,600
2.1
アミトラズ
アピバル
殺ダニ剤
-
12,000
2.3
アセタミプリド
スプリーム
殺虫剤
30-150
7,100
3.8
クマホス
ペリジン
殺ダニ剤
-
3,000
9
メチオカルブ
メスロール
殺虫剤
150-2,200
230
117
タウ−フルバリネー
アピスタン
殺ダニ剤
-
200
135
カルボフラン
キュラテール
殺虫剤
600
160
169
A-シハロトリン
カラテ
殺虫剤
150
38
711
チアメトキサム
クルーザー
殺虫剤
69
5
5,400
フィプロニル
リージェント
殺虫剤
50
4.2
6,475
イミダクロプリド
ガウチョ
殺虫剤
75
3.7
7,297
クロチアニジン
ポンチョ
殺虫剤
50
2.5
10,800
ジノテフラン
デシス
殺虫剤
7.5
2.5
10,800
ト
る(Decourtye et al. 2010; Mani et al. 2010; Neumann and 2014)。 Carreck 2010; Kluser et al. 2011)。ミツバチの数は、直接的な
ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルは植物に浸
生物的・非生物的要因とは別に、蜂蜜の経済的価値、ひいて
透性に作用するため、ミツバチの経口致死量が広く研究され
は人間の取組み方にも左右される(Aizen and Harder 2009; ている。旧世代の多くの殺虫剤とは異なり、ネオニコチノイ
Mani et al. 2010)。ネオニコチノイド系殺虫剤は世界的にもっ ド系殺虫剤は経口摂取すると毒性が強くなる傾向がみられる
とも大量使用されている殺虫剤で、ミツバチの大量減少との
(Suchail et al. 2001; Iwasa et al. 2004)。処理植物の花蜜や花粉
関係が疑われる第一の研究対象である。 に曝露したミツバチのネオニコチノイド系殺虫剤およびフィ
プロニルの量は、非常にばらつきがあるが、処理方法に応じ
ミツバチの急性・慢性致死毒性 た傾向がみられる。一般的に、土壌灌注および葉面散布は種
子処理より植物の活性物質の濃度が高くなるが、種子処理は
ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、ミツバチ
穀類・綿花・油糧作物のような一年生作物の大規模な収穫シ
に対し高度な急性毒性を示す(表 1)。ネオニコチノイド系殺虫
ステムで使用されている。実際に、上記の殺虫剤によるミツ
剤にはイミダクロプリド、クロチアニジン、および(植物・昆
バチの半数致死量(LD50)は、生物的および非生物的条件によ
虫で代謝されクロチアニジンになる)チアメトキサムがある。
り大きく異なる。 イミダクロプリド、クロチアニジン、チアメトキサムはニト
例えば、イミダクロプリドのハチの LD50 は 3.7～40.9、40
ロ基を持つネオニコチノイド系殺虫剤のグループであり、シ
～60、49～102、490 ng/個体という報告がある(Nauen et al. アノ基を持つネオニコチノイド系殺虫剤のグループ(アセタ
2001; Schmuck et al. 2001; Suchail et al. 2001; DEFRA 2007, ミプリドおよびチアクロプリドを含む)と比べて通常ミツバ
2009)。これらのばらつき(5～500 ng/個体)は、係数を 100 と
チにとって毒性が高い。ネオニコチノイド系殺虫剤は、ミツ
したとき、蜂群間のみならず、同一の蜂群内のハチ同士でも
バチへ直接曝露する危険がある葉面殺虫剤として用いられる
認められる。このばらつきの要因は、接触毒性と経口毒性の
が、多くは種子コーティングや根の浸漬剤に使用される。フ
違いにあると考えられ、一般的に、接触致死量は経口致死量
ィプロニルはフェニルピラゾール系殺虫剤で、ネオニコチノ
より高い。しかし、実際に訪花するハチは花の部分への接触
イド系殺虫剤と同様に、浸透性を示す(Simon-­‐‑Delso et al. 回数が多くなり、実験室環境での局所施用とは異なる。 74 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
ばらつきの他の原因は、試験時の環境条件の違いのみなら
Maxim と Van der Sluijs (2007, 2013)による詳細な検討がある。
ず、試験対象のハチ自体の先天的差異にもあると考えられる。
しかしながら、曝露期間が長くなるとイミダクロプリドの毒
例えば、ハチの LD50 測定値は、温度(Medrzycki et al. 2011)
性が増すという主な知見は、圃場レベルでのネオニコチノイ
や、ハチの日齢(Schmuck 2004; Medrzycki et al. 2011)、試験
ド系殺虫剤とフィプロニルの残留性とハチへの慢性的な曝露
用 ミ ツ バ チ の 亜 種 (Suchail et al. 2000) 、 曝 露 パ タ ー ン
を考えると、標準的な 10 日間の慢性毒性試験では期間が短す
(Illarionov 1991; Belzunces 2006)、殺虫剤曝露歴(Belzunces ぎるという、その後の知見とも矛盾しない。実際に、ミツバ
2006)により異なる。ミツバチの毒性データのばらつきが大き
チにチアメトキサムを LC50 の 10-­‐‑1 濃度で給餌すると寿命が
いことを考えると、LD50 は殺虫剤の環境曝露経由によるミツ
41.2％短縮した(Oliveira et al. 2013)。最近の研究では、ネオニ
バチの死亡の危険性について結論を出すことより、殺虫剤間
コチノイド系殺虫剤の慢性毒性を示すには、10 日間 LD50 よ
の毒性値の比較にのみ用いるべきと指摘されている
り 50％致死率に至る時間のほうが適切であることが分かっ
(Belzunces 2006)。 た(Sánchez-­‐‑Bayo 2009; Maus and Nauen 2010; Tennekes イミダクロプリドとその 6 種の代謝産物の経口亜慢性曝露
2010; Tennekes 2011; Tennekes and Sánchez-­‐‑Bayo 2012; は、0.1、1、10 ppb または ng/g 濃度で高度の毒性を示すが、
Mason et al. 2013; Rondeau et al. 2014)。一日あたりの用量と
代謝産物オレフィン誘導体（IMI-­‐‑ole）と 5-­‐‑ヒドロキシイミダ
50 ％致死時間は、それぞれの対数には直線関係がある
クロプリド（IMI-­‐‑5-­‐‑OH）は急性曝露で毒性を示す。亜慢性曝
(Tennekes 2010, 2011; Tennekes and Sánchez-­‐‑Bayo 2012; 露のおもな特徴は明確な用量-­‐‑作用関係がみられないことで、
Tennekes and Sánchez-­‐‑Bayo 2013; Rondeau et al. 2014)。
分子標的が多様なので最小作用濃度でも最大の作用が示され
Sanchez-­‐‑Bayo と Goka(2014)は、実際の野外レベルでの花粉
るためと説明される。これはミツバチでも証明された
中ネオニコチノイド系殺虫剤の残渣は、ミツバチやマルハナ
(Déglise et al. 2002; Thany et al. 2003; Thany and Gauthier バチに高い危険性があることを示した。その一方で、野外レ
2005; Barbara et al. 2008; Gauthier 2010; Dupuis et al. 2011; ベルでは殺菌剤を阻害するエルゴステロールとの相乗作用で、
Bordereau-­‐‑Dubois et al. 2012)。明確な用量-­‐‑作用関係がないこ
さらに危険性は増すと思われる。イミダクロプリドはマルハ
とは、他の研究のより高い濃度でも観察された(Schmuck ナバチに最大の危険性を示し(野外レベルの用量の花粉の 2
2004)。 日間給餌で半数致死蓄積量に至る確率が 31.8～49％)、チアメ
用量-­‐‑反応関係が非直線的ということは、ネオニコチノイド
トキサムはミツバチに最大の危険性を示した(半数致死蓄積
系殺虫剤など、(非常に)低用量でも想定外の強力な作用を示
量に至る確率が 3.7～29.6％)。ミツバチ群の試験で、1 ppm
す可能性があるということである。これらの非直線的、また
ジノテフランおよび 400 ppb クロチアニジンの 80～120 日間
しばしば想定から外れた様式は、これらの物質の受容体結合
曝露で、同様の長期慢性作用がみられた(Yamada et al. 2012)。
および遺伝子再プログラミング作用の複合的相互作用によっ
以上の試験は、野外の花粉および花蜜で認められた現時点の
て、想定外の用量反応関係が生じるためと説明され、さらに
報告値中の最大値に基づいた濃度で行われている。しかし、
その多くが証明されつつある(Fagin 2012; Charpentier et al. このようなデータは乏しく、数種の作物に限られているので、
2014)。このことが古典的な対数プロビットモデルに基づく危
この濃度が野外レベルではまれか、それとも普通なのか結論
険性評価にとって大きな課題である。 を出すことはできない―“野外に相当する用量(field-­‐‑relevant Van der Sluijs ら(2013)が以前に総説で取り上げたように、
dose)”の問題は十分には解決されていないし、空間および時
慢性致死作用を測る標準的な試験手順はない。従来の殺虫剤
間に関する値に大きな幅がある可能性が高い(Van der Sluijs の危険性評価では、通常次の 3 通りの方法で表わされる[半数
et al. 2013)。野外レベルの致死用量試験を試みた野外および
致死量(LD50): 曝露したミツバチの 50％が死ぬ用量(通常 10
実験室での研究にはばらつきがあり、相反する結果を示すこ
日間以内)、無影響濃度(NOEC): 殺虫剤の影響が認められな
とも多い。ある研究では、10～11 日間アセタミプリド 1 µμg/
い最大濃度、最小影響濃度(LOEC): 殺虫剤の影響が認められ
ハチ個体・チアメトキサム 1,000 µμg/個体の慢性経口・接触曝
る最小濃度]。 露で、働きバチに有意な死亡率は認められなかった(Aliouane イミダクロプリドは、神経毒性代謝物も含めると、曝露が
et al. 2009)。逆に、イミダクロプリドの実験室での研究では、
長期の場合、致死毒性は最高で急性毒性の 10 万倍にもなる
ミツバチが汚染花粉(40 ppb) (Decourtye et al. 2003, 2005)や
(Suchail et al. 2001)。この研究所見は一部に異論があり、
汚染砂糖液(0.1、
1.0、
10 ppb)(Suchail et al. 2001)を摂餌すると、
第４章 非標的無脊椎動物への影響 75 働きバチの死亡率が高くなることが分かった。以上の結果は、
(Gross 2008; Krupke et al. 2012; Sgolastra et al. 2012; Tapparo イミダクロプリド 2.0～20 µμg/kg で曝露されたヒマワリ花蜜
et al. 2012)。こうした事象に対応する形で、規制の適正化に
の被曝蜂群で働きバチの死亡率が上昇しなかったという、
より種子コーティングの殺虫剤付着性が向上し、近年ヨーロ
Schmuck ら(2001)による野外研究とは異なっている。Faucon
ッ パ で は 改 良 播 種 法 が 義 務 化 さ れ て い る (European ら(2005)によるイミダクロプリドの砂糖溶液で給餌したミツ
Commission 2010)。しかし、ドリルのそらせ板設置や種子コ
バチの圃場研究でも、働きバチは死ななかった。
ーティング方法の向上にも関わらず、相当量の排気が排出さ
Cresswell(2011) によるメタ分析では、実際の野外レベルのイ
れたままで、ハチに急性毒性を示す粉塵雲の状況は変わって
ミダクロプリド経口曝露で働きバチは死ななかったが、その
いない(Biocca et al. 2011; Marzaro et al. 2011; Girolami et al. 後のジノテフラン(1～10 ppm)およびクロチアニジン(0.4～4 2012; Tapparo et al. 2012; Sgolastra et al. 2012)。 ppm)を給餌した Yamada ら(2012) による研究では、
104 日以
空中微粒子として放散されたネオニコチノイド系殺虫剤に
内に各例の蜂群崩壊が起き、蜂群レベルの影響を検出するに
よる急性致死作用は、環境中の湿度が高くなると、増強する
は、より長期にわたる曝露後の観察が必要であることが示唆
とみられる(Girolami et al. 2012)。ミツバチは自らの体表に毒
された。 性粉塵粒子を付けて、巣にも持ち込む(Girolami et al. 2012)。
ハチの殺虫剤曝露を調査する圃場試験は大きな困難に直面
よく晴れた暖かな日も、活性物質の飛散が多くなるとみられ
している。花粉、花蜜、ハチなどに含まれる非常に低濃度の
る(Greatti et al. 2003)。 物質分析については、定量分析の評価基準に合致した適切な
方法を開発する必要がある。Pilling ら(2013)は、チアメトキ
ミツバチへの亜致死作用 サムで処理したトウモロコシとナタネにハチを曝露して分析
したが、定量下限の 1 ppb 未満では定量分析できなかったが、
生理活動、運動性、代謝、個体発生への作用 イミダクロ
これは通常の農業現場の種子処理濃度より低濃度であったた
プリド、チアメトキサム、クロチアニジンを含む溢液に曝露
めと考えた。処理群および対照群ともハチ群が比較的高い消
されると、ミツバチの飛翔筋が急速に麻痺し、翅の運動が停
失率を示し(女王蜂の産卵がほぼ雄に限定)、著者らは反復実
止する(Girolami et al. 2009)。さらにイミダクロプリドにより
験を行なっていないため統計学的分析は行えないにもかかわ
ハチの運動性は障害され、走行や歩行の減少や曝露後のハチ
らず、処理トウモロコシやナタネに曝露されたミツバチの危
の不動時間の延長がみられる(Medrzycki et al. 2003)。しかし、
険性は低いと誤って結論した。 亜慢性用量のネオニコチノイドでは、ミツバチやマルハナバ
また、生理活動や採餌行動についていうと、ハチは処理作
チの運動性は減少しないことを Cresswell ら(2012b)が確認し
物と非処理作物とでは採蜜方法が(正確に)同じではないこと
ている。 がある(Colin et al. 2004)。さらに、対照圃場は“清浄(clean)”
個体発生段階は、成体の生理や機能性を決定する臨界期で
ではなく、殺虫剤や他の農薬で処理された可能性があるため、
ある。したがって、ネオニコチノイド系殺虫剤は成虫への作
処理および対照区域の完全な比較はできない。Pilling らによ
用だけでなく、幼虫期に作用すると成虫の発達にも影響が及
る最近のチアメトキサムの研究(Pilling et al. 2013)では、対照
ぶと考えられる。ミツバチは幼虫期にイミダクロプリドに曝
プロットの処理状態についての情報が記載されず、この可能
露すると、成虫で嗅覚関連行動に障害が生じる(Yang et al. 性の実例である。 2012)。これは神経発達が障害されたためと考えられる。幼虫
トウモロコシのネオニコチノイド処理種子の春の播種期間
期にイミダクロプリドに曝露した個体では、ハチ脳内のキノ
に、畑近隣のハチ集団を染色すると、1 匹 1 匹の因果関係が
コ体発生および働きバチの歩行障害が認められる(Tomé et al. 証明される。近隣の森(ハチミツ供給地)や花畑での採蜜飛行
2012)。幼虫期にイミダクロプリドに曝露したハチは、成虫に
時に、圧縮空気式の播種機近くの粉塵雲に曝露することで急
なると幼虫期の曝露による細胞死に誘導されたとみられる作
性中毒を起こす(Apenet 2010; Girolami et al. 2012; Krupke et 用が確認される(Gregorc and Ellis 2011)。成虫初期には、羽化
al. 2012; Pochi et al. 2012; Tapparo et al. 2012)。こうした場合、
後に、イミダクロプリドにより腺房のサイズが小さくなった
ほとんどの死亡個体の体内や体表に、高濃度の種子処理用ネ
り、hsp70 および hsp90 の表現が亢進して、下咽頭腺の発達
オニコチノイド系殺虫剤が認められる。このようなトウモロ
が障害される(Smodis Skerl et al. 2009; Hatjina et al. 2013)。 コシ播種時の集団的な蜂群の消失が、イタリア、ドイツ、オ
Derecka ら(2013)は、野外の巣箱で 2 µμg/L イミダクロプリド
ーストリア、スロヴェニア、米国、カナダで報告されている
の混合シロップを 15 日間与えた。この濃度は野外レベルの下
76 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
限値であるが、働きバチの幼虫のエネルギー代謝に顕著な影
frequency identification)を用いた革新的な野外試験で、亜致
響がみられた。殺虫剤が代謝に影響すると、解毒や中間代謝・
死用量のイミダクロプリド(1.42 ng/ショ糖液 20 µμL)を与えた
エネルギー代謝の経路に影響する。イミダクロプリドはミツ
採餌バチに生じる定位障害を蜂群単位で測定した。二つの別
バチの脳代謝を障害し、キノコ体のチトクロム酸化酵素が上
個の実験で、同じ開花植物での採餌行動を非処理群と比較す
昇する(Decourtye et al. 2004a, b)。 ると、
処理群は蜂群の 10.2 および 31.6％が帰巣できなかった。
帰巣できない危険性の高さは、定位課題の障害と相関してい
行動・学習・記憶への作用 ミツバチでは神経系が十分に
た。こうした採餌バチの消失率を用いて、影響を蜂群レベル
機能しなければ、個体や蜂群は機能しないというぐらい重要
でモデル化すると、標準的蜂群の成長率に有意で終始一貫し
なものである(Desneux et al. 2007; Thompson and Maus た偏りがあり、一部に蜂群崩壊の危険性が認められた。次い
2007)。ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの亜致
で Cresswell と Thompson(2012)の指摘によると、
処理種子作
死性曝露がミツバチの神経系に及ぼす作用については、その
物の開花期を反映するようにシミュレーションを変更すると、
解明に一層の努力が傾注されてきた。亜致死性曝露はミツバ
蜂群崩壊の明らかな危険性はもう示されなかった。しかし、
チの学習・記憶・定位に影響することが確認されている。 Henry ら(2012a)が経験的に得たハチ群成長率推定値を組み
実験室でのイミダクロプリド単回投与試験で、学習能力に
入れた、大きなデータ集合による追跡研究で計算すると、蜂
変化が示され(Guez et al. 2001; Lambin et al. 2001)、イミダク
群に重大な負の結果が示された当初の研究に比べ、正常値か
ロプリドおよびフィプロニルの亜致死量の慢性曝露は学習お
らの偏りが大きいことが明らかになった。モデルによる想定
よび採餌行動を障害することが示された(Decourtye et al. に基づく結果にばらつきがあるのは、ミツバチ研究者を悩ま
2003)。さらに、チアメトキサムは記憶容量を低下させること
せる不確実性を反映したためで、さらにモデルを確立し、一
が分かった(Aliouane et al. 2009)。これらの実験室における試
定のシナリオを担保することが一層重要になる。この研究の
験は方法も用量もさまざまだが、いずれも濃度は 20 ppb 以上
鍵となる成果は、亜致死量で蜂群レベルにおいて有意かつ負
で、大半の野外条件での上限濃度に相当する。このような濃
の結果を示す有害因子(即ち、非帰巣採餌バチ)があることを
度は種子処理後の花粉や花蜜にはみられないと考えられたが、
示したことである。学習と記憶は個体とその生息環境の相互
土壌灌注施用後のウリ類の花には認められた(Dively and 作用に関わる基本的機能で、ハチが蜂群の要求に応えるため
Hooks 2010)。野外試験は方法としては有効と考えられるが、
には、一生を通し不可欠なものである。イミダクロプリドは
結果はまちまちで、多くはハチの採餌箇所への往復時の定位
急性・慢性曝露経路により学習・嗅覚を障害し、夏バチは冬
に焦点が当てられている。複雑な迷路でショ糖液を報酬とし
バチより敏感とみられる(Decourtye et al. 2003)。こうした影
て採餌バチを訓練した研究で、非曝露対照群が食餌源を発見
響は実験室のみならず、半野外条件でも認められ、ハチは曝
できたのは 61％であったのに、チアメトキサム 3 ng/個体を
露中止後も回復しない。アセタミプリドとチアメトキサムで
摂取した群では 38％であった(Decourtye and Devillers 2010)。
得た結果から、ネオニコチノイド系殺虫剤の作用は曝露のレ
採餌バチを砂糖の給餌器に向かうように訓練した一連の研究
ベルや程度に左右され、構造関連物質全体に一般化すること
では、イミダクロプリド濃度 100～1,000 ppb を摂取すると帰
はできない。接触曝露とは異なり、アセタミプリドの経口曝
巣できなくなった(Bortolotti et al. 2003; Ramirez-­‐‑Romero et 露は嗅覚学習の長期保持を障害する(El Hassani et al. 2008)。
al. 2005; Yang et al. 2008)。一方、別の半野外試験では、ネオ
逆に、チアメトキサムでは、急性曝露とは異なり、亜慢性曝
ニコチノイド処理種子から育ったナタネ、トウモロコシ、ヒ
露が嗅覚記憶の減衰と学習能力の障害を引き起こした(El マワリへの曝露は採餌や生存に影響しないことが分かった
Hassani et al. 2008; Aliouane et al. 2009)。 (Schmuck et al. 2001; Cutler and Scott-­‐‑Dupree 2007; Nguyen ネオニコチノイド系殺虫剤は、昆虫、とくにミツバチが特
et al. 2009)。以上のような相反する結果は、所定の採餌期間
異的な代謝経路をもち、学習および記憶過程に複雑に影響す
ではミツバチが殺虫剤を含む食餌源に向かう採餌回数が減っ
る。イミダクロプリドとチアメトキサムは有毒代謝物へと代
たり(Mayer and Lunden 1997; Colin et al. 2004)、ネオニコチ
謝され、ミツバチの種々のニコチン性アセチルコリン受容体
ノイド系殺虫剤がそのような曝露条件では蜂群に影響が出な
(nAChR)と結合することがある(Nauen et al. 2001; Suchail et いためと考えられる。 al. 2001, 2004a; Nauen et al. 2003; Ford and Casida 2006; 近年、Henry ら(2012a, b)は、無線発信器(RFID: radio Benzidane et al. 2010; Casida 2011)。アセタミプリドの代謝で
第４章 非標的無脊椎動物への影響 77 ミツバチには別の代謝物が生じる。その一つが 6-­‐‑クロロニコ
2008; Aliouane et al. 2009)。 チン酸（6-­‐‑CNA）で、急性曝露ではない毒性を慢性曝露で示
観察された影響の相違点は、ネオニコチノイド代謝による
し、少なくとも 72 時間、とくに頭部と胸部で安定（6-­‐‑CNA
毒性代謝物の誘発や(Suchail et al. 2004a, b; Brunet et al. 2005)、
が？）である(Suchail et al. 2001, 2004a; Brunet et al. 2005)。時
特定のネオニコチノイド系殺虫剤に敏感で抵抗性のあるさま
間が経つと多様な活性代謝物が生じることを考えると、記憶
ざまな nAChR の存在(Déglise et al. 2002; Thany et al. 2003; 過程(記銘、固定、想起)のどの段階がイミダクロプリド、ア
Thany and Gauthier 2005; Barbara et al. 2008; Gauthier 2010; セタミプリド、チアメトキサムやそれらの代謝物に影響され
Dupuis et al. 2011; Bordereau-­‐‑Dubois et al. 2012)により部分
るか、確認するのは非常に困難である。 的には説明されるかもしれない。イミダクロプリドや他のネ
馴化とは“反復的または長期的刺激が原因となって生じる
オニコチノイド系殺虫剤の防虫効果は授粉用ハエや甲虫に認
反応の強度または頻度を、段階的に、かつ比較的長い期間を
められているが、ミツバチでは検証されていない(Easton and かけて低下させる学習の一形態”と定義される(Braun and Goulson 2013)。 Bicker 1992; Epstein et al. 2011a, b; Belzunces et al. 2012)。
馴化
飛行の正確性は、効率的な採餌活動ひいては蜂群の健康や
が重要な適応行動と考えられるのは、刺激があまり重要では
生存に不可欠である。ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロ
ない刺激になるよう、それぞれの反応、ひいてはそのエネル
ニルが飛行を障害する方法はさまざまである。ミツバチのク
ギー投資も最小化するからである。亜致死量のネオニコチノ
ロチアニジンおよびイミダクロプリドに対する亜致死性曝露
イド系殺虫剤イミダクロプリドに接触曝露すると、ミツバチ
は、採餌活動を低減させ、採餌飛行時間の延長を誘発する
の馴化パターンが変化する(Guez et al. 2001; Lambin et al. (Schneider et al. 2012)。
チアメトキサムにより採餌バチが帰巣
2001)。イミダクロプリドが誘発する馴化の変化は、ハチの日
できず死亡率が上昇し、蜂群から大量の採餌バチが消失する
齢と曝露後の経過時間によって異なる。さらに、馴化のこう
(Henry et al. 2012a, b)。この作用はピレスロイド系殺虫剤の
した変化を引き起こす要因としては、イミダクロプリドの
デルタメトリンでほぼ 20 年前に示されていたが(Vandame et 種々の nAChR に特異な感受性や(Déglise et al. 2002; Thany al. 1995)、採餌バチの帰巣行動への影響は農薬登録の評価過
et al. 2003; Thany and Gauthier 2005; Barbara et al. 2008; 程では取り上げられていない。的確な採餌行動が個々のハチ
Gauthier 2010; Dupuis et al. 2011; Bordereau-­‐‑Dubois et al. にも蜂群全体にも必要不可欠であるのは、食物(貯蔵物)供給
2012; Farooqui 2013)、または馴化をそれぞれ遅らせたり、亢
を左右し、その結果蜂群の生存を決定するからである。イミ
進したりすることがある、オレフィン誘導体（IMI-­‐‑ole）およ
ダクロプリド、クロチアニジン、フィプロニルに曝露すると、
び 5-­‐‑ヒドロキシイミダクロプリド（IMI-­‐‑5-­‐‑OH）のようなイミ
巣内で活動するハチの比率が下がり、さらに採餌飛行の効率
ダクロプリド代謝産物の蓄積(Guez et al. 2001, 2003)などが挙
が低下するような行動が始まる。例えば、曝露した個体の食
げられる。 餌源での滞在時間延長、訪花回数の減少、採餌行動の間隔延
嗅覚と味覚はミツバチにとり非常に重要な生理的感覚であ
長、採餌飛行時間の延長、飛行距離の短縮、同一採餌箇所へ
る(Detzel and Wink 1993; Giurfa 1993; Balderrama et al. 1996; の再訪の困難、視覚学習能力低下などである(Nielsen et al. Goulson et al. 2001; Reinhard et al. 2004; Gawleta et al. 2005; 2000; Morandin andWinston 2003; Colin et al. 2004; Couvillon et al. 2010;Maisonnasse et al. 2010; Kather et al. Ramirez-­‐‑Romero et al. 2005; Yang et al. 2008; Han et al. 2010; 2011)。ネオニコチノイド系殺虫剤の味覚への影響は、触覚に
Schneider et al. 2012; Teeters et al. 2012)。Fischer ら(2014)らは、
塗布して摂餌反応を誘発するショ糖液の最低濃度として定義
ミツバチの成虫に亜致死量のイミダクロプリド(7.5 および
される、味覚閾値の変化によって調べられる。さまざまな活
11.25 ng/個体)、クロチアニジン(2.5 ng/個体)、チアクロプリ
性物質がミツバチの味覚に異なる影響を誘発することが分か
ド(1.25 µμg/個体)を曝露させ、高調波レーダーで個体ごとに飛
っている。例えば、フィプロニルは接触曝露を受けたハチの
行経路を追跡した。曝露個体は帰巣率が有意に低く、特徴的
味覚閾値を上昇させる(El Hassani et al. 2005)。イミダクロプ
な地形での正確な方向転換の確率が低減し、帰巣時の直行飛
リドでも同様の結果が得られているものの、アセタミプリド
行が減少した。こうした所見から亜致死量の上記 3 種のネオ
は経口曝露で閾値が減少するが、局所塗布では減少しない(El ニコチノイド系殺虫剤は、探索飛行の記憶の想起を阻止した
Hassani et al. 2009)。チアメトキサムはショ糖に対するミツバ
り、変更したりすることがわかった。繁殖と蜂群の発達は殺
チの反応性を低減し、アセタミプリド曝露は曝露経路に関わ
虫剤のハチへの最終影響の総合的な評価項目とみなされる。
らず、ミツバチの水への反応性を亢進する(El Hassani et al. いずれも社会的昆虫の生理的必須条件だからである。 78 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
チアクロプリド、チアメトキサム、イミダクロプリドなど
調節されるミツバチの抗ウイルス防御に悪影響を与えること
のネオニコチノイド系殺虫剤により、マルハナバチの同腹数、
を示した。昆虫に特異的な NF-­‐‑κB 活性化の負の調節因子を同
幼虫羽化、蜂群成長率、女王バチの養育数の減少がみられた
定した。クロチアニジン曝露は、この阻害因子の遺伝子コー
(Tasei et al. 2000; Mommaerts et al. 2010; Whitehorn et al. ドの転写を増強することで、免疫防御を抑制し、ミツバチの
2012)。同腹数減少は成虫による花粉とショ糖消費の減少との
羽変形ウイルスの複製を促進する。同様の免疫抑制はイミダ
相関性が示唆された(Laycock et al. 2012a, b)。高濃度の残留殺
クロプリドによっても誘発される。この殺虫剤誘発性のウイ
虫剤を含む同腹のハチの巣での養育は、幼虫の生育と羽化が
ルス増殖が、まず野外レベルの濃度内といえる亜致死量でみ
遅れ、成虫の寿命が短縮した(Wu et al. 2011)。Wu らの研究
られたことから、供試されたネオニコチノイド系殺虫剤は野
では、同腹の巣に比較的高濃度の 5 種のネオニコチノイド類
外条件では負の影響を示すと考えられた。 が含まれていたので、どれか 1 種、あるいは殺虫剤クラスと
影響を関連付けることは困難だった。ヒルの基準(因果関係の
他の生理活性物質との相乗効果 証拠を示す最小限の条件)を適用した疫学研究では、食餌中の
ネオニコチノイド量のミツバチ数減少への関与について相反
農業生態系において、ミツバチが単一の殺虫剤にのみ曝露さ
する結果が示され(Cresswell et al. 2012a)、ハチの減少とネオ
れることはほぼない。複合汚染が大きな懸念事項であるのは、
ニコチノイド使用率に因果関係は認められなかった。 相乗作用や増強作用が生じる可能性があるからである。例え
ば、チアクロプリドの曝露は、実験室環境でハチにエルゴス
病原体との相互作用 テロール生合成阻害(EBI)殺菌剤との相乗作用を示すが、トン
ネル被覆下では示さない(Schmuck et al. 2003)。 殺虫剤の有害影響は、他の環境ストレス要因と組み合わさる
ミツバチと蜂群内容物を分析すると、ミツバチは実際のと
と増強されることがある(Mason et al. 2013)。特定の病原体と
ころ複数の生理活性物質に汚染されている(Mullin et al. 寄生生物は(一部の)ミツバチと継代的に関係をもち、ヒトに
2010; Krupke et al. 2012; Paradis et al. 2013)。しかし、生理活
より寄生生物と病原体が偶発的に出会い、ミツバチと野生種
性物質の複合汚染は研究が困難な分野で(Lydy et al. 2004)、ミ
のハチは外来の敵に曝露することで抵抗性が低減した(例
ツバチの複合汚染について文献から得られる情報はほとんど
Goulson 2003, Graystock et al. 2013a, b)。病原体ノゼマ
ない。殺菌剤トリアゾールが蜂群から集められた花粉に検出
(Nosema)種が誘発した死をイミダクロプリドが増加させるこ
され(Krupke et al. 2012)、ネオニコチノイド系殺虫剤(チアク
とで、ノゼマとの相乗作用が生じた(Alaux et al. 2010)。社会
ロプリドとアセタミプリド)には実験室で相乗作用によって
的免疫にも影響し、ケージ研究では、曝露されたイミダクロ
最大 559 倍の毒性を示すものがあったが、半野外試験では同
プリド被曝蜂群のハチの胃腸内ので、ノゼマの胞子数が増加
じ結果は得られなかった(Schmuck et al. 2003)。ピペロニルブ
した(Pettis et al. 2012)。ノゼマ原虫(Nosema ceranae)に継続的
トキシド（殺虫剤用共力剤）も花粉に検出され、ネオニコチ
に曝露すると、増強作用によってハチがチアクロプリドに対
ノイド系殺虫剤(チアクロプリドとアセタミプリド)には実験
し感作され死亡率が上昇し、フィプロニルでも同様のことが
室で相乗作用で最大 244 倍の毒性を示すものがあった(Iwasa 起きた(Vidau et al. 2011; Aufauvre et al. 2012)。同じく、他の
et al. 2004)。この種の研究には避けられない課題であるもの
フィプロニルとノゼマ原虫の試験でも相互感作が示された
の、ミツバチが採餌飛行中や巣内でただ 1 種の生理活性物質
(Aufauvre et al. 2012)。さらに胚および後胚発生期に曝露する
にさらされることはまれであることを考えると、将来の研究
と成蜂の病原体に対する感受性が変化する。高濃度の残留殺
で補うべき課題といえる。 虫剤（訳注：ネオニコチノイド系やフィプロニル以外の有機
リン系やピレスロイド系など）を含む同腹の巣で生育したミ
マルハナバチと単独性ハチの毒性 ツバチではノゼマ原虫の感染の増加と大量のノゼマ胞子数が
認められた(Wu et al. 2012)。 マルハナバチ(Bombus 属)は原初的な社会性ハチ類である。蜂
Di Prisco ら(2013)は、クロチアニジンが昆虫の免疫シグナ
群は越冬した女王から始まり、最大数百匹の働きバチによっ
ルとなる活性化B 細胞の核因子κ 軽鎖エンハンサー(転写因子
てつくりあげられ、新女王と雄バチが誕生すると崩壊する。
NF-­‐‑κB)を修飾して活性を負に調節して、この転写因子により
少数のマルハナバチ種は授粉作業のため商業的に飼育されて
第４章 非標的無脊椎動物への影響 79 いるが、管理を受けていない多くのマルハナバチも作物受粉
Valdovinos-­‐‑Núñez et al. 2009; Gradish et al. 2010; に大いに貢献している(Chagnon et al. 1993; Bosch and Kemp Mommaerts et al. 2010; Tomé et al. 2012)。Cresswell ら(2012a, 2006; Greenleaf and Kremen 2006; Goulson 2010)。
同じく農業
b)はマルハナバチが 10 ppb イミダクロプリドに亜致死性反
環境で普通に管理されている単独性ハチには、アルファルフ
応を示すが、ミツバチはこの濃度では影響されないことを明
ァハキリバチ(Megachile rotundata)、アルカリバチ(Nomia らかにした。Scott-­‐‑Dupree ら(2009)はルリツツハナバチはマ
melanderi)、ルリツツハナバチ(Osmia lignaria)、コツノツツハ
ルハナバチ(Bombus impatiens)よりクロチアニジンとイミダ
ナバチ(Osmia cornifrons)がある。アルファルファハキリバチ
クロプリドに感受性が強く、アルファルファハキリバチはさ
は、北米において価値が高い家畜飼料であるアルファルファ
らに強いことを認めた。Stark ら(1995)により、ミツバチと単
の主要な受粉媒介者である。よく飼育種と考えられているが、
独性のアルファルファハキリバチおよびアルカリバチの間に
ほとんどは野生種であることが多い。2009 年には 52 億 6,000
24 時間接触 LD50 の違いがないことが分かった。Scott-­‐‑Dupree
万ドルのアルファルファヘイ(乾牧草)の生産に貢献している
ら(2009)は、マルハナバチはルリツツハナバチやアルファル
(Calderone 2012)。管理されたハチのほかに、世界には 2 万種
ファハキリバチよりチアメトキサムとクロチアニジンに抵抗
以上の野生のハチがおり、そのうちの多くは作物の授粉に、
性があることを示した。しかし、果樹園で使用するルリツツ
またすべてが野生種の花授粉に役立っている。 ハナバチは、30～300 µμg/kg のイミダクロプリドを混餌投与
マルハナバチなどのハチについて集団レベルの長期研究は
すると、孵化と発育に遅れが生じた(Abbott et al. 2008)。Arena
ほとんどなく、多くの場合、殺虫剤の曝露と用量の影響が明
および Sgolastra(2014)は多数の殺虫剤の急性毒性を比較し、
らかになっていない。これらの種とミツバチが異なるのは一
Scaptotrigona postica(ハリナシミツバチ属)とアルファルファ
般的に採餌場の範囲がより狭く、地中の巣を好むものが多い
ハキリバチはフィプロニルに対しミツバチより敏感だが、そ
という点である。したがって、営農場所近くに位置し、殺虫
の一方でアルカリバチはより抵抗性が強い。要するに、以上
剤が使用されているところでは、食餌や営巣地の選択肢は限
の結果から、少なくともミツバチと比較すると、”それ以外
られてくる。さらに、ミツバチとは違い、地中に営巣する種
(other)”のハチはネオニコチノイド系殺虫剤に対し感受性が
のハチのリスクは高くなるが(例、殺虫剤汚染土壌)、検証は
より高いとは言えないまでも、同等であるということが示唆
なされていない。最後に、マルハナバチの成体は大きめであ
されたが、さらなる研究が必要なのは明らかである。マルハ
るが、多くの単独性ハチはミツバチより小さい。したがって、
ナバチ(女王バチ不在で働きバチのみの極小の蜂群)を用いて、
これらの種の曝露量はミツバチとは異なり、それぞれ体重に
野外条件下の現実的な低用量蓄積曝露による、 比例した量になる。 ネオニコチノイド系殺虫剤の亜致死的な影響を調べた研究
おそらく、野生種のハチの曝露濃度についてはほとんど分
が多数ある。数件では検出されるような影響は認められなか
かっていない。その一方で、さまざまな収穫植物の花蜜や花
った。例えば、Tasei ら(2000)は、セイヨウオオマルハナバチ
粉でネオニコチノイド系殺虫剤の濃度が測定されているが
(Bombus terrestris)の極小の蜂群を 6～25 ppb のイミダクロプ
(Cresswell 2011; Anon 2012)、どれぐらいの野生種のハチがこ
リドに曝露したが、有意な反応はなかった。同様に、Franklin
れらを食糧源としているか測定されていないし、さらにはこ
ら(2004)は、最高 36 ppb のクロチアニジンにマルハナバチを
れらの種の大部分について、LD50 や LC50 のような基本的な毒
曝 露 し た が 、 影 響 は 認 め ら れ な か っ た (Morandin and 性値が完全に把握されているわけでもない。現在のところ、
Winston 2003 も参照)。最近では、Laycock ら(2012a, b)が 0
ある一連の方法を用いた数少ない研究の結果には整合性がな
～125 µμg/L のイミダクロプリドにセイヨウオオマルハナバチ
く、したがって現段階で総括的な結論を導き出すことはむず
の極小の蜂群を曝露すると、1 ppb でも繁殖力が 30％低減し
かしい。さらに、これらの研究にはサンプルサイズが小さい
た。その他の種のハチの類似研究は 1 件のみで、Abbott ら
という批判があり、影響の検出や、自然とはまったく違う実
(2008)は、最高 300 ppb のネオニコチノイド系殺虫剤をルリ
験室の条件には限界がみられる。 ツツハナバチとアルファルファハキリバチの花粉の入った巣
今までの検討で、ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニ
房に注入したが、幼虫の生育に影響は認められなかった。 ルは、ミツバチだけでなく、多様なマルハナバチ、数種の社
興味深いことに、負の影響は、たとえ距離が短いとしても
会性ハリナシバチ、単独性のルリツツハナバチやアルファル
採餌場所が少し離れていると、より頻繁かつ低濃度で認めら
ファハキリバチを含む、すべてのハチに対し、高度な毒性を
れる。Mommaerts ら(2010)は、セイヨウオオマルハナバチの
示 す こ と が 明 ら か で あ る (Scott-­‐‑ Dupree et al. 2009; 極小の蜂群に、野外レベルの濃度のイミダクロプリドを巣に
80 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
混餌投与しても、影響は認められなかったが、働きバチが餌
イミダクロプリドまたはクロチアニジンそれぞれの砂糖溶液
を集めるため管をわずか 20 cm 下がると、採餌活動に有意な
(50％)を給餌した(Scholer and Krischik 2014)。6 週目、女王バ
亜致死的影響が生じた。その半数影響濃度(EC50)はわずか 3.7 チの死亡率は 50 と 100 ppb で、11 週までには 20～100 ppb
ppb であった。同じ研究者が温室内で女王バチを含む蜂群の
のネオニコチノイド処理の蜂群で有意に上昇した。20 ppb 以
巣から 3 m の所に給餌箇所を設けたところ、イミダクロプリ
上で、女王バチの生存(イミダクロプリド 37％、クロチアニ
ド 20 ppb 摂餌で、給餌器での死亡を含む働きバチの有意な死
ジン 56％)、働きバチの行動、蜂群の摂餌量、蜂群重量に非
亡率が認められた。有意な死亡率は 10 ppb でも認められたが、
曝露群に比して統計的有意な低下が認められた。10 ppb イミ
2 ppb ではなかった。このことから、一部の室内研究で影響
ダクロプリド群および 50 ppb クロチアニジン群で、雄の生産
が確認されなかったことを説明できるかもしれない。 が減少した(Scholer and Krischik 2014)。 ハチが蜂群を離れざるを得ないような顕著な影響を与える
Bryden ら(2013)は、各個体に対する既知の亜致死的効果が
と、周辺一帯を何 km も移動するような、自然の採餌行動に
蜂群に及ぼす影響を評価するため、マルハナバチの蜂群発達
及ぼす影響を明確に予測できるかもしれない(Knight et al. のシミュレーションモデルを作成した。生存可能な亜致死レ
2005; Osborne et al. 2008)。ネオニコチノイド曝露の影響を自
ベルの農薬曝露を受けると、マルハナバチの蜂群は形成され
然景観の中を自由飛行するミツバチ以外のハチで調べた研究
ないことが分かった。これは蜂群の機能障害で説明される。
は 4 件しかない Tasei ら(2001)は、
マルハナバチの 1 種 Bombus 社会性ハチ類の蜂群には密度依存性があり、アリー効果の影
lucorum(マルハナバチ属)の蜂群を、ヒマワリのイミダクロプ
響を受けやすい。ストレスのわずかな増加が成否を分けるよ
リド処理の圃場、または対照圃場の近傍で、9 日間飼養した。
うな、蜂群成立の臨界点となるストレスレベルがある。 この期間、10 のイミダクロプリド処理した蜂群の採餌バチは、
曝露されたハチは餌を示されると巣内では完全な採餌行動
同数の対照の蜂群より 54％以上多く帰巣できなかった。しか
をとれるが、複雑な散在する花の花蜜や花粉を採るため、現
し、この違いはサンプルサイズが非常に小さいため、統計的
実的な距離を巡回飛行する必要が生じると、中毒作用が明ら
有意とまではいえない。9 日後、蜂群を実験室へ移し、自由
かになる。研究はおもにネオニコチノイド曝露直後の成蜂の
給餌で飼養した。処理した蜂群の成長は遅かったが、有意差
行動に及ぼす影響に焦点があてられてきたが、ミツバチ
はなかった。Gill ら(2012)は、セイヨウオオマルハナバチの蜂
(Yang et al. 2012)とハリナシバチ(Tomé et al. 2012)とも、幼虫
群に 10 ppb イミダクロプリドを混ぜた砂糖水を給餌器で与
期の曝露が中枢神経系の発達を障害し、そのため蜂群の曝露
え、同時に巣外への採餌行動も自由にした。イミダクロプリ
数週間後に成虫の行動が抑制されることが立証された。した
ドに曝露されたハチは、対照より花粉を持ち帰る回数が少な
がって、危険性評価が意味するところは明らかで、実験室、
く、運搬量も少ない傾向がみられた。Feltham ら(2014)は、女
また処理作物の直近に蜂群が設置された試験でも、これらの
王バチのいるセイヨウオオマルハナバチの蜂群に、イミダク
影響を検出するには不適当である。同様に、ハチの健康に及
ロプリド 0.7 ppb の砂糖水と 6 ppb の花粉を 2 週間給餌し、
ぼす曝露の長期的影響を調べるには数週間という時間が必要
キャノーラの花に対するシミュレーション実験をした。曝露
になる。 中止後も最低 4 週観察を継続すると、蜂群に持ち帰る花粉塊
現在の中毒学的データから、多様なハチ類に及ぶ影響は、
は 57％減少した。野外条件下で、マルハナバチの蜂群単位の
個々のハチのレベルでは大体似通っていることが示唆され、
生育に及ぼすネオニコチノイド曝露の影響を調べた研究は今
マルハナバチや単独性のハチ類はミツバチより感受性が強い
まで 1 件しかない。Whitehorn ら(2012)は、Feltham ら(2014)
ことを示す証拠もある。野外レベルの用量のネオニコチノイ
と同じ野外レベルの用量を用い、蜂群を野外で自然状態で飼
ドは、幼虫の生育、成虫の繁殖力、成虫の採餌行動、社会性
養した。巣の成長が有意に低下し、対照の蜂群に比べ、イミ
種の蜂群の能力に、一連の有意な有害影響を及ぼす。しかし、
ダクロプリド曝露コロニーの女王の誕生は 85％減少した。こ
ハチの大部分の種でネオニコチノイドの影響は研究されてお
の減少は花粉運搬量の減少や(Gill et al. 2012 と Feltham et al. らず、社会性のハチから単独性のハチに外挿するには注意が
2014 により検証)、おそらくは女王バチの繁殖力の障害
必要である。野外条件下でネオニコチノイドが単独性のハチ
(Laycock et al. 2012a, b による)などの複合的な要因によるも
に及ぼす影響を検討した研究はない。ミツバチや一部のハリ
のと考えられる。11 週の温室実験で、女王バチのいるマルハ
ナシバチでは蜂群のサイズが大きいと、採餌行動の低減や、
ナバチの蜂群をケージで飼養し、0、10、20、50、100 ppb の
働きバチの一部の方向感覚の誤りが実際より過小評価される
第４章 非標的無脊椎動物への影響 81 というもっともな議論がある。しかし、これは最大でも働き
2003)。 バチが数百匹というマルハナバチのハチ群や、子孫の形成に
対照的に、チョウ類で有機農業と従来型農業を比較した同
携わる雌バチはただ 1 匹という単独性のハチの場合にはあて
様の研究では、チョウの数や種類に違いがないことが分かっ
はまらない。したがって、集団レベルの影響は社会性のレベ
た(Weibull et al. 2000 and Brittain et al. 2010a)。以上の研究例
ルとは逆になるかもしれない。この可能性についてはさらに
では、局地的・地域規模での特定の草木(例、低木の生垣や花
実験による検証が必要である。 蜜源)の欠如のような周辺景観の特徴や、農薬の大規模施用が
研究結果に影響していた。農薬の非標的チョウ類に及ぼす直
チョウおよびガ(チョウ目) 接的・間接的影響に関する生態学および生態毒性学的研究は
ほとんどなされていないが、幼虫期には農業害虫とみなされ
農業生産のなかで農薬施用がチョウとガに影響することは知
るチョウとガに対する農薬の影響については多くの研究があ
られているが、野外観察データでは、農薬の影響と、肥料の
る(Haynes 1988; Davis et al. 1991a, b, 1993; Liang et al. 2003)。
施用や景観の整理(例、やぶの除去)といった他の農作業とを
浸透性殺虫剤のチョウ目に及ぼす影響は、9 科に分類される
区別するのは困難である(Geiger et al. 2010)。農薬の空中散布
32 種のガで調査されている(表 2)。これは約 20 万種といわれ
地域に近接する構造物を棲みかとするチョウやガの場合、農
るチョウ目のほんの一部である。種々のチョウ目への浸透性
薬散布の飛散の間接的影響により施用の最中や後にリスクが
殺虫剤の影響は一様ではなかった。例えば、Doffou ら(2011a, 生じる(Sinha et al. 1990)。1980 年代には、例えばドイツのモ
b) は、ワタの害虫であるワタアカミムシガ(Pectinophora ーゼル河谷のブドウ畑におけるヘリコプターの農薬散布は、
gossypiella)(キバガ科)のアセタミプリドに対する感受性は、コ
隣接する岩肌の斜面に棲むアポロウスバシロチョウ
ドリンガモドキ(Cryptophlebia leucotreta)(ハマキガ科)のほぼ 3
(Parnassius apollo)の孤立集団を絶滅寸前まで追い込んだ
倍(LD50= 11,049 と 3,798 ppm)であることを認めた。コドリン
(Kinkler et al. 1987; Richarz et al. 1989; Schmidt 1997)。北イタ
ガ(Cydia pomonella)(ハマキガ科)の初齢幼虫の感受性は 5 齢幼
リアでは、自然の草地のチョウの群集が大量散布された果樹
虫 の 100 倍 以 上 で 、 LC50/LC90 は そ れ ぞ れ 0.84/1.83 と
園の風下で急激に減少し、もっとも一般的な種を除き絶滅し
114.78/462.11 ppm であった(Stara and Kocourek 2007a, b)。 てしまった(Tarmann 2009)。さらに、農薬の噴霧施用は土壌
当然のことながら、ネオニコチノイド系殺虫剤の毒性には
の質を変えるため(Freemark and Boutin 1995)、春に地表面の
ばらつきがある。例えばチアクロプリドとアセタミプリドは
上層に棲むガの幼虫や蛹に間接的に影響することになる。 他のすべてのネオニコチノイド系より、キンモンホソガ
他の非標的種(例、ハチ、鳥、クモ、オサムシ)と違いチョ
(Phyllonorycter ringoniella)の生存に強く影響することが認め
ウやガの農薬に対する感受性比較試験はごくわずかしか実施
られた(Funayama and Ohsumi 2007a, b)。アセタミプリドは
されていない。これらの昆虫の自然保護計画の中での重要な
数件の研究で、チアクロプリドより毒性が強いことが示され
役割を考えると驚くべきことである。そのような研究の一つ
たが、その強度については大きな差があった。例えば、Cichon
が Brittain ら(2010b)によるもので、多様なグループの受粉媒
ら(2013)の研究では、コドリンガに対する毒性はチアクロプ
介者に及ぼす農薬の影響が検証された。集約管理されたシス
リドの 2 倍量がアセタミプリドと同等で、LC99/LC50 はそれぞ
テム(高い農薬剤施用率)とあまり集約管理されていないシス
れ 1.55/0.17 と 0.71/0.08 ppm であったが 、 Magalhaes と
テム(農薬施用は少量)を比較すると、著者らは集約管理され
Walgenbach(2011)の対象が同様の研究では、感受性に 60 倍
た生息地区画のほうがマルハナバチやチョウの数が少ないこ
の差があった(LC50=1.06 と 65.63 ppm)。 とを示した。また野生のハチのほうがチョウより農薬に関連
多くの研究がチョウ類の浸透性殺虫剤に対する抵抗性につ
する危険性が高いことも明らかにした(Brittain et al. 2010b)。 いて報告している。例えば、ジャガイモキバガ(Phthorimaea さらに、Feber ら(1997)と Rundlöf ら(2008)は、殺虫剤がチ
operculella)はフィプロニルに抵抗性が認められ(Doğramacı ョウに負の影響を与えることを示した。どちらもチョウ集団
and Tingey 2007)、ハスモンヨトウ(Spodoptera litura)はフィプ
に及ぼす影響を有機農業と従来型農業で比較検討している。
ロニルとイミダクロプリド両方に(Huang et al. 2006a, b; いずれの研究でも、有機農業のほうが集まるチョウの数も種
Ahmad et al. 2008; Abbas et al. 2012)、コドリンガはアセタミ
類も多かった。この反応は有機農業では、幼虫のみならず成
プリドとチアクロプリドに(Cichon et al. 2013; Knight 2010; 虫の生存にも非常に重要な宿主植物や花蜜植物を減らす、除
Stara and Kocourek 2007a, b)、コナガ(Plutella xylostella)はア
草剤の使用が少ないことも原因であると考えられた(Boggs セタミプリドに(Ninsin et al. 2000a, b)対し、それぞれ抵抗性 ワタ
ジャガイモ
トチノキ
柑橘類
リンゴ
コーヒー
トウモロコシなど
様々な作物
ワタ
タバコ
リンゴなど
イネ
多食性
多食性
ニオイヒバとその
他の観賞植物
ブルーベリー
ウチワサボテン
サトウキビ
イネ
貯蔵穀粒
貯蔵穀粒
イネ
ラズベリー
Pectinophora
gossypiella
Phthorimaea
operculella
Cameraria
ohridella
Phyllocnistis citrella
Phyllonorycter
ringoniella
Leucoptera coffeella
Agrotis ipsilon
Helicoverpa armigera
Helicoverpa zea
Heliothis virescens
Lacanobia subjuncta
Sesamia inferens
Spilarctia obliqua
Spodoptera litura
Thyridophteryx
ephemeraeformis
Acrobasis vaccinii
Cactoblastis cactorum
Chilo infuscatellus
Chilo suppressalis
Ostrinia nubilalis
Plodia interpunctella
Tryporyza incertulas
Pennisetia marginata
キバガ
キバガ
ホソガ
ドクガ
ヤガ
ミノガ
メイガ
スカシバガ
宿主
種
族
Yue et al. (2003)
Wang et al. (2005
McKern et al. (2007)
Yue et al. (2003)
Yu et al. (2007a, b)
Bloem et al. (2005)
Thuja and other
ornamental plants
Abbas et al. (2012)
Ansari et al. (2012)
Ahmad et al. (2013)
Kilpatrick et al. (2005)
Villanueva-Jimenez
and Hoy (1998),
Setamou et al. (2010)
Funayama and Ohsumi
(2007a, b)
Stygar et al. (2013)
Symington (2003)
イミダクロプリド
表２ チョウ目における浸透性殺虫剤の影響に関する研究
Yue et al. (2003)
Yuetal.(2007a, b)
Bloem et al. (2005)
Brunner et al.
(2005)
Kilpatrick et al.
(2005)
Diez-Rodrijguez
et al. (2006)
Funayama and
Ohsumi (2007a, b)
チアメトキサム
Rhainds and
Sadof (2009)
Brunner et al.
(2005)
Kullik et al. (2011a)
Funayama an
Ohsumi (2007a, b)
クロチアニジン
Wise et al. (2010)
Brunner et al.
(2005)
Kilpatrick et al.
(2005)
Funayama and
Ohsumi (2007a, b)
Doffou et al.
(2011a, b)
アセタミプリド
Wise et al. (2010)
Funayama and
Ohsumi (2007a, b)
Saour (2008)
チアクロプリド
Rhainds and Sadof
(2009)
Funayama and
Ohsumi (2007a, b)
ジノテフラン
Fang et al. (2008), He et al.
(2013), Chen and Klein
(2012), Cheng et al. (2010),
He et al. (2007, 2008), Li et
al. (2007)
Durham et al. (2001, 2002),
Siegfried et al. (1999)
Mann et al. (2009)
Ahmad et al. (2008), Huang
et al. (2006a, b)
Fang et
Pedibhotla et al. (1999)
Dogramaci and Tingey
(2008)
フィプロニル
82 リンゴ
ワタ
リンゴ
樹木
リンゴ
リンゴ
リンゴ
マツ
キャベツ
Choristoneura
rosaceana
Cryptophlebia
leucotreta
Cydia pomonella
Epiphyas postvittana
Grapholita
lobarzewskii
Grapholita molesta
Pandemis pyrusana
Rhyacionia frustrana
Plutella xylostella
ハマキガ
スガ
宿主
種
族
表２.(続き)
Asaro and Creighton
(2011a, b)
Hill and Foster (2000)
Charmillot et al. (2007)
Taverner et al. (2012)
イミダクロプリド
Brunner et al. (2005)
Jones et al. (2012)
Brunner et al.
(2005)
Brunner et al. (2005)
チアメトキサム
Brunner et al. (2005)
Brunner et al. (2005)
Brunner et al. (2005)
クロチアニジン
Ninsin et al. (2000a,
b), Sayyed and
Crickmore (2007),
Ninsin and Tanaka
(2005), Ninsin
(2004a, b), Ninsin
and Miyata (2003)
Magalhaes and
Walgenbach (2011),
Jones et al. (2010)
Brunner et al.
(2005),
Dunley et al. (2006)
Brunner et al.
(2005), Cichon et al.
(2013), Knight
(2010), Magalhaes
and Walgenbach
(2011),
Mota-Sanchez et al.
(2008)
Brunner et al.
(2005), Dunley et al.
(2006)
Doffou et al. (2011a,
b)
アセタミプリド
Magalhaes and
Walgenbach
(2011)
Charmillot et al.
(2007)
Cichon et al.
(2013), Magalhaes
and Walgenbach
(2011), Stara and
Kocourek (2007),
Voudouris et al.
(2011), Reyes et
al. (2007)
Taverner et al.
(2011, 2012)
チアクロプリド
ジノテフラン
Li et al. (2006), Sayyed and
Wright (2004), Shi et al.
(2004), Zhou et al. (2011)
Asaro and
Creighton (2011)
フィプロニル
83 84 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
が認められた。Ninsin らの日本の圃場研究では、同じ致死濃
and Obrycki 2009; Prabhaker et al. 2011; Khani et al. 2012)。摂
度に達するにはほぼ 10 倍の用量を要した(実験用の感受性コ
餌による直接曝露も植物を餌とする他の有益な無脊椎動物で
ロニーLC50/95=315/2,020 対 35.1/137 ppm)。このような高濃度
は問題となる(Dilling et al. 2009; Girolami et al. 2009; Moser
の施用は、非標的昆虫に対してもさらに大きな負の影響を与
and Obrycki 2009; Prabhaker et al. 2011; Khani et al. 2012)。例
えると考えられる。低い亜致死量でもチョウ類に深刻な影響
えば、ハナアブや捕食寄生性のジガバチなど数種は農業害虫
を与えることがある。Ahmad ら(2013)によるオオタバコガ
を攻撃するが、餌として花蜜も摂っている。したがって、こ
(Helicoverpa armigera)の研究では、イミダクロプリド LC50(5.38
れらの昆虫は、処理作物の花蜜や花粉に転移しているネオニ
ppm)の 16 分の 1 量で、LC50 量の施用と比べ、次世代の生存
コチノイド系殺虫剤の曝露を受けることになる(Stapel et al.
率が 4 倍上昇した(即ち、LC10 と等価)。亜致死的影響として、
2000; Krischik et al. 2007)。
生存と繁殖力に有意な低下が認められ、第一世代とその後の
その他の曝露経路には処理作物表面への接触、噴霧による
世代の死亡率が上昇した。Asaro と Creighton(2011a, b)は、
曝露や溢液の消費が含まれる(Papachristos and Milonas
処理 1 年後のテーダマツでもシンクイムシ類のナンタケット
2008; Prabhaker et al. 2011; Khani et al. 2012)。例えば、ネオ
パ イ ン チ ッ プ ガ [Nantucket pine tip moth (Rhyacionia
ニコチノイド系殺虫剤の土壌灌注や注入は地中で蛹化するチ
frustrana)]が防除され、処理の作用は標的害虫に止まらず、非
ョウ類の幼虫の生育に悪影響を与えることが分かったが
標的昆虫にも及ぶことを認めた。
(Dilling et al. 2009)、さらに土壌灌注は総体的に昆虫の数や種
チョウおよびガに対する農薬の影響を調査しなければなら
類を有意に減少させることが分かった。ある研究で、カナダ
ないのは明らかで、農業害虫ではないが、管理農地景観内に
ツガ(Tsuga canadensis)に使われたイミダクロプリドはツガカ
通常生息する種についてはとくに研究が必要である。これら
サアブラムシ(Adelges tsugae)に防除効果を示した。しかし、
非標的群に及ぼす農薬の直接・間接の影響について、さまざ
腐食性・菌食性・植食性の非標的無脊椎動物は、非処理の場
まな地理的条件や長期にわたる広範な研究が緊急に必要で
合と比べると、土壌灌注や注入処理で有意に減少した(Dilling
(Aebischer 1990)、チョウやガの全発生段階(即ち卵、幼虫、
et al. 2009)。
蛹、成虫)を含まなければならない。農薬施用のさまざまな強
Gonatocerus ashmeadi(ホソハネコバチ科)のような寄生バチ
度、抵抗性、生物的・非生物的要因との相互作用を網羅する
は、その宿主の卵から孵化するときにネオニコチノイド系殺
ことがもっとも重要である(Longley and Sotherton 1997;
虫剤に接触することがある。その宿主の一つ、ヨコバイの 1
Brittain et al. 2010b)。
種Homalodisca vitripennis は多くの作物でよくみられる農業害
虫で、葉の裏側の表皮層直下に産卵する。卵がネオニコチノ
その他の無脊椎動物
イド処理植物に産み付けられると、G. ashmeadi の幼虫は孵化
し、葉を噛み破って表面に出るので被曝する(Byme and
本項では、ネオニコチノイド系殺虫剤と非標的生物、とくに
Toscano 2007)。
天然の病害虫の捕食性無脊椎動物に関する過去の研究を検討
3 年間にわたる研究で、Peck(2009)はイミダクロプリドを芝
する。生物学的害虫防除が総合的病害虫管理に果たす役割は
処理剤としてコガネムシ類の新生幼虫(white grub)(コウチュ
重要で(Byrne and Toscano 2007; Peck and Olmstead 2010;
ウ目)を標的にして用いると、六脚類、トビムシ類、アザミウ
Prabhaker et al. 2011; Khani et al. 2012)、研究によると捕食動
マ類、甲虫類の成虫の数に累積的な有害影響が観察され、研
物の作物生産に対する貢献度は、圃場の殺虫剤処理の有無に
究期間を通じて全体で 54～62％の抑制がみられた。非標的生
関わらず同様であることが示唆されている(Albajes et al.
物の総数も餌や宿主となる種が減少することで間接的に影響
2003; Seagraves and Lundgren 2012)。
を受ける(Byrne and Toscano 2007; Dilling et al. 2009)。
曝露経路
ハエ目
非標的生物のネオニコチノイド系殺虫剤への曝露経路はさま
ハエ目のうち、ショウジョウバエ属は毒性試験ではよく知ら
ざまである。捕食性無脊椎動物は処理作物を食べるヨコバイ
れた使いやすい標準種である。イミダクロプリドやその代謝
やアリマキのような害虫を餌とすることで汚染される
物に対する抵抗性の機序は、キイロショウジョウバエ
(Albajes et al. 2003; Papachristos and Milonas 2008; Moser
(Drosophila melanogaster)で検討されてきた。とくに、カでみ
第４章 非標的無脊椎動物への影響 85
られるように(Riaz et al. 2013)、チトクロム P450 モノオキシ
(Microplitis oroceipes)が、イミダクロプリド処理したワタ
ゲナーゼ(CYP)が関与している。
Kalajdzic ら(2012)によると、
(Gossypium hirsutum)の花外蜜腺の蜜を摂った後に採餌能力
イミダクロプリド抵抗性のハエでは、2R 染色体に位置する 3
や寿命が有意に低下することを認めた。Prabhakerら(2007)
種の P450 遺伝子(Cyp4p2、Cyp6a2、Cyp6g1)が高度に過剰
は、捕食寄生性のサバクツヤコバチ(Eretmocerus eremicus)、オ
発現されていた。しかし、イミダクロプリドは Cyp6g1 と
ンシツツヤコバチ(Encarsia formosa)、カイガラヤドリコバチ
Cyp6a2 の表現を誘発しなかった(Kalajdzic et al. 2013)。さら
(Aphytis melinus)、G. ashmeadi(ホソハネコバチ科)で、2種の時
に最近では、キイロショウジョウバエでイミダクロプリドが
間別の急性毒性を示した(表3)。
代謝されると、8 種の誘導体が生成することが分かった。こ
別の研究では、Anagyrus pseudococci(トビコバチ科; 花蜜を
の過程において、P450 Cyp6g1 のみが in vivo で代謝を亢進し
摂るジガバチ)に、土壌処理剤として表示量のイミダクロプリ
た(Hoi et al. 2014)。直接毒性(LC50)がキイロショウジョウバエ
ドを施用したソバ(Fagopyrum esculentum)の花を用いて摂餌
のさまざまな系で測定された。例えば、数種のネオニコチノ
させた。1日後の生存率はわずか38％だったが、未処理の花を
イド系殺虫剤とフルフィプロール（fulfiprole、butene-fipronil）
摂った群は98％だった。処理群は7日後には0％まで減少した
の毒性が検証され(Arain et al. 2014)、ネオニコチノイド系殺
が、未処理群は57％だった(Krischik et al. 2007)。曝露経路に
虫剤はフルフィプロールより毒性が低かった。成虫と幼虫に
関 す る 項 に 記 し た 通 り 、 イ ミ ダ ク ロ プ リ ド 曝 露 は G.
も毒性に差があることが示唆された。2 件の研究で、急性 LC50
ashmeadi(寄生バチ)の宿主内での発生期の死亡率に影響はな
と長期曝露後の慢性 LC50 が比較された。Frantzios ら(2008)
く、宿主の卵からの出現期間は感受性が高かった。羽化後48
は、突然変異系統で、ハエの成虫は 2 分の 1(急性 LC50 対慢性
時間以内の死亡率を評価すると、イミダクロプリドのLC50は
LC50)、幼虫は 3 分の 1 になることを認めた。ごく最近、
66 ng/cm2(葉)であった(Byrne and Toscano 2007)。ネオニコチ
Charpentier ら は 野 生 系 統 種 の ハ エ で 雌 雄 を 識 別 し た
ノイド系殺虫剤はアリ防除用の高濃度の毒餌として、家庭で
(Charpentier et al. 2014)。慢性 LC50 は雄で急性 LC50 の 29 分
一般的に使用されている(Rust et al. 2004; Jeschke et al. 2010)。
の 1 であり、雌で 172 分の 1、幼虫で 52 分の 1 であった。さ
しかし、比較的低濃度の殺虫剤を標的ではないアリに使用す
らに、本検討では、死亡率が雄で慢性 LC50 の 1,100 分の 1、
るのは問題がある。ハキリアリの1種Acromyrmex subterraneus
また雌で 4,600 分の 1 という濃度で、V 字形を描く有意な上
subterraneusでは、Galvanhoら(2013)は、亜致死用量のイミダ
昇(27～28％)を示した。繁殖に重要なその他のパラメータを
クロプリド曝露でグルーミング(毛繕い行動)が減少すること
試験した(交配と繁殖力)。急性 LC50 と比べると雌の LOEC は
を認めた。このアリのグルーミングは糸状菌Beauveriaのよう
330 万分の 1、雄は 790 万分の 1 以下であった。以上のデータ
な病原菌類に対する防御行動である。Barbieriら(2013)は、近
は、ハチの慢性曝露の最低濃度で観察される死亡率データと
年種々のアリの間の相互作用が、亜致死用量のネオニコチノ
関連付けられる。
イド殺虫剤に悪影響を受けることを発見した。異種間の相互
作用で、アリの在来種(ヒメアリ属Monomorium antarcticum)
ハチ目(ハナバチ類以外)
が侵入してきた異種のアリ(アルゼンチンアリLinepithema
humile)に示す攻撃性が低減したが、生存には影響がなかった。
生物農薬として用いられる寄生バチに、ネオニコチノイド系
曝露を受けたアルゼンチンアリの攻撃性は亢進し、結果とし
殺虫剤が及ぼす影響を調べる研究が数件行われている。
て生存率は低減した。
Stapel ら(2000) は捕食寄生性のオオタバコガコマユバチ
表 3 各種ハチ類のネオニコチノイド系殺虫剤による急性毒性 (Prabhaker et al. 2007)
48 時間曝露時間 mg (AI)/ml
24 時間曝露時間 mg (AI)/ml
アセタミプリド
チアメトキサム
イミダクロプリド
Eretmocerus eremicus
108.27
1.01
1.93
Encarsia formosa
12.02
0.397
0.98
Gonatocerus ashmeadi
0.134
1.44
2.63
Aphytis melinus
0.005
0.105 (24 時間曝露)
0.246
種
86 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
カメムシ目
削られたとしても、アブラムシ防除の殺虫剤を減らし節約で
きるため、損失を補って余りあることが分かった(Landis et al.
多くのカメムシ類はやっかいな農業病害虫と認識され、多数
2000)。
は重要な害虫捕食者であるが、ネオニコチノイド処理された
これらの甲虫類の多くは急速に減少しつつある。英国では、
植物組織を餌としている(Prabhaker et al. 2011)。表4に数種の
オサムシの4分の3の種で数が減り、そのうちの半分の種で
カメムシ目のLC50を示す。
30％以上減少しているが、このような甚だしい減少の理由は
分かっていない(Brooks et al. 2012)。この種類は、とくに農業
アミメカゲロウ目
環境の生息域変化に対する感受性のため、生物指標としてと
りわけ有用である(Kromp 1999; Lee et al. 2001)。EUのイミダ
ネオニコチノイド系殺虫剤は殺虫剤というだけではなく、有
クロプリド評価報告案では、
オサムシの1種Poecilus cupreus(キ
益な無脊椎動物にも影響する。ある研究では、イミダクロプ
ンナガゴミムシ属)の急性毒性試験で、幼虫がとくに感受性が
リド含有の一般の花卉園芸用品、1％Gのマラソンを表示用量
高いことが分かった。報告担当加盟国がテンサイへの施用は
で使用すると、クサカゲロウ(Chrysopa種)に影響することが分
オサムシのリスクにはならないと結論するには試験濃度が高
かった。花が未処理であれば成虫の生存率は79％であったが、
すぎると判断しているのに、さらなる研究が必要であること
処理された花での10日間の生存率は14％であった(Rogers et
は記されていない(EFSA 2006)。イミダクロプリド処理の芝地
al. 2007)。
に曝露すると、オサムシの1種Harpalus pennsylvanicus(ゴモク
ムシ属)は、麻痺、歩行障害、過剰な毛繕いなど一連の神経毒
コウチュウ目
性症状を示す。こうした異常行動で、アリからは捕食されや
すくなる(Kunkel et al. 2001)。Mullinら(2010)の研究で、18種
多数の研究がネオニコチノイド系殺虫剤の影響を、エンマム
のオサムシに、野外レベルの用量のイミダクロプリド、チア
シ(Kunkel et al. 1999)、オサムシ(Kunkel et al. 2001; Mullin et
メトキサム、クロチアニジンのいずれかで処理したトウモロ
al. 2010)、テントウムシ(Smith and Krischick 1999; Youn et al.
コシの苗を用いて曝露した。4日間で全種のほぼ100％が死ん
2003; Lucas et al. 2004; Papachristos and Milonas 2008; Moser
だ。捕食者としてのテントウムシの一般的な害虫防除能力は、
and Obrycki 2009; Eisenback et al. 2010; Khani et al. 2012)の
農業環境でも家庭環境でもよく知られている。イミダクロプ
ような多様な科の甲虫類について調べている。
リドの土壌処理で、Coleomegilla maculataのような花粉を餌と
甲虫の一部、とくにオサムシやハネカクシの仲間は、貪欲
する種で運動性低下や繁殖遅延が認められたが(Smith and
な捕食者で、総合的病害虫管理という局面で重要な役割を果
Krischick 1999)、ツマアカオオヒメテントウ(Cryptolaemus
たしている。例えば、コムギ(Triticum aestivum)畑では、営巣
montrouzieri)(Khani et al. 2012)や、Hippodamia undecimnotata
拠点としてのビートルバンク(訳注: 害虫の天敵の営巣場所
(Papachristos and Milonas 2008)の卵産生や産卵の期間が有
として畑の中に設ける土手状の草地)を設け作物生産用地が
意に低減した。表5にテントウムシ数種の急性毒性を示した。
表 4 各種カメムシ類の LC50
種
化学物質
残留物質接触 LC50 (mg AI/l)
若虫
成虫
引用文献
Orius Laevigatus
イミダクロプリド
0.04
0.3
Delbeke et al. (1997)
Hyaliodes vitripennis
チアクロプリド
1.5
0.3
Bostanian et al. (2005)
Hyaliodes vitripennis
チアメトキサム
14.3
0.5
Bostanian et al. (2005)
Geocoris punctipes
イミダクロプリド
5,180
Prabhaker et al. (2011)
チアメトキサム
2,170
イミダクロプリド
2,780
チアメトキサム
1,670
Orius insidiosus
第４章 非標的無脊椎動物への影響 87
ナミテントウ(Harmonia axyridis)の幼虫を表示推奨量のチア
され、またダニ自体の繁殖力の亢進も相まって、ナミハダニ
メトキサムかクロチアニジンで処理したトウモロコシ種子
が大発生した(Szczepaniec et al. 2011)。別の研究では、チアメ
の 苗に曝露した。幼虫の72%が震え、麻痺、協調運動失調な
トキサムとイミダクロプリドの施用でナミハダニのワタにお
ど の神経毒性症状を示し、中毒症状から回復したのはわ
ける分布密度が、未処理の対照と比べ有意に上昇した(Smith
ずか7% であった(Moser and Obrycki 2009)。
et al. 2013)。この研究から、米国中南部全域の種々の作物で
起きたナミハダニの大発生を説明できると考えられた。
クモ綱
ミミズ(ツリミミズ科)
作物保護に加え、動物用医薬品にもネオニコチノイド系殺虫
剤の用途が広がっている。イミダクロプリドはイヌミミヒゼ
ミミズは土壌動物相、とくに全土壌動物バイオマスの最大
ンダニ(Otodectes cynotis)用の滴下剤として家庭用ペットにも
80％を占める、農地土壌で非常に重要な存在である(Luo et al.
使われている(Jeschke et al. 2010)。しかし、ダニ類の検討から
1999)。土壌の物理学・化学・生物学的特性の発達と保全に重
全個体数を増やす影響があることが分かった。Zeng と
要な役割を果たす(Lee 1985)。ミミズの活動は、土壌間隙およ
Wang(2010)は、亜致死量[モモアカアブラムシ(Myzus persicae)
び通気の増加、団粒の形成促進、締固め強度の低減によって、
で測定]のイミダクロプリドでニセナミハダニ(Tetranychus
土壌構造を改良する(Edwards and Bohlen 1996; Mostert et al.
cinnabarinus)の卵の孵化率や幼若成虫の生存率が有意に上昇
2000)。ミミズの生物地球化学的循環に及ぼす影響(Coleman
することを認めた。JamesとPrice(2002)も実験室でナミハダニ
and Ingham 1988; Bartlett et al. 2010)、微生物量と活動の改良
(Tetranychus urticae)の産卵率が23～26％上昇したことを認め
(Sheehan et al. 2008) 、落葉落枝（植物リター）の分解
た。別の研究では、この種の繁殖力がチアメトキサム処理で
(Knollengberg et al. 1985)、落葉落枝と土壌の混合(Wang et al.
若干上昇した(Smith et al. 2013)。Szczepaniecら(2013)がネオ
2012a)によって、土壌肥沃度が向上する。
ニコチノイド系殺虫剤をワタとトマトに施用すると、植物防
ネオニコチノイド系殺虫剤などの浸透性殺虫剤は、ミミズ
御遺伝子表現が抑制された。これらの遺伝子が植物ホルモン
の生存と行動に有害な危険性をもたらし、土壌の発達と保全
の値に影響し、ナミハダニの植物抵抗性を抑制した。ダニを
の過程を阻害する可能性がある。ネオニコチノイド系殺虫剤
作物に混入すると、ネオニコチノイド処理植物で、温室内で
が無脊椎害虫に作用する神経経路(Elbert et al. 1991)は、同一
は全個体数が30～100％以上、圃場実験では最大200％増加し
のものがミミズにも存在する(Volkov et al. 2007)。したがって、
た。この研究のきっかけとなったのは同著者による米国ニュ
農作物や園芸作物の保護のためネオニコチノイド系殺虫剤を
ーヨーク市でのナミハダニ大発生の調査で、その直後に実施
施用すると、ミミズは団粒や種子との直接接触により曝露す
された。セントラルパークのアオナガタマムシ(Agrillus
る。さらに、ミミズは採餌行動で汚染土壌や有機粒子を体内
planipennis)の根絶をめざし、イミダクロプリドの土壌灌注、
に取り込む(例、Wang et al. 2012b)。土壌や植物への直接注入
また樹幹注入で樹木に施用された。この結果、ニレの木でイ
から浸透移行性に取込まれた落葉落枝内の葉面残渣も、汚染
ミダクロプリドに曝露した餌を摂取した天然の捕食者が汚染
した落葉落枝を餌とするミミズに危険性をもたらす(例、
表 5 各種テントウムシ類のネオニコチノイドによる急性毒性
種
化学物質
LD50（ng AI / beetle） LC50 (μg AI/ml)
引用文献
Sasajiscymnus tsugae
イミダクロプリド
0.71
Eisenback et al. (2010)
Harmonia axyridis
イミダクロプリド
364
Youn et al. (2003)
Harmonia variegata
チアメトキサム
788.55
Rahmani et al. (2013)
Cryptolaemus montrouzieri
イミダクロプリド
17.25-23.9
Khani et al. (2012)
Coccinella undecimpunctata
イミダクロプリド
34.2
Ahmad et al. (2011)
Coccinella undecimpunctata
アセタミプリド
93.5
Ahmad et al. (2011)
Coleomegilla maculata—adult
イミダクロプリド
0.074
Lucas et al. (2004)
Coleomegilla maculata—larvae
イミダクロプリド
0.034
Lucas et al. (2004)
地域
中国
フランス
フランス
英国
中国
中国
カナダ
ブラジル
中国
中国
英国
中国
中国
フランス
フランス
米国
フランス
フランス
フランス
殺虫剤
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
フィプロニル
クロチアニジン
チアクロプリド
チアクロプリド
アセタミプリド
ニテンピラム
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
分類群
Eisenia fetida
Eisenia fetida
Eisenia fetida
Eisenia fetida
Eisenia fetida
Eisenia fetida
Eisenia fetida
Eisenia fetida
Eisenia fetida
Eisenia fetida
Eisenia fetida
Eisenia fetida
Eisenia fetida
Lumbricus terrestris
Lumbricus terrestris
Lumbricus terrestris
Lumbricus terrestris
Lumbricus terrestris
Lumbricus terrestris
排泄物産生；体格変化
体格変化；排泄物産生
穴掘り
摂餌行動；忌避
生存；体格
生存；生化学（hsp70）；忌避
接触毒性生存；土壌毒性生存
接触毒性生存；土壌毒性生存
卵包形成；体重変化
接触毒性生存；土壌毒性生存
接触毒性生存；土壌毒性生存
生存；繁殖；忌避
生存；体重減少
生存
生存
卵包形成；体重変化
生存；体格
生存；生化学（hsp70）；忌避
接触毒性生存；土壌毒性生存
計測のエンドポイント
−; −
−; −−
−
−; −
0; −
0; +; 0
−; −−
−; −−
−; −−
−; −−
−; −−
0; −; +
−; −−
−
−
−; −−
−; −
−; −; ++
−; −
影響
0.66; 0.66 ppm
1.89; 0.189 ppm
LC50=10.7 ppm
2 ppm
43 mg m−2
2 ppm
4 ppm
NA; EC50=0.84 ppm
LC50=0.22 µg cm−2; LC50=3.91 ppm
LC50=1.52 ppm
Capowiez et al. (2010)
Dittbrenner et al. (2010)
Dittbrenner et al. (2011b)
Tu et al. (2011)
Dittbrenner et al. (2011b)
Dittbrenner et al. (2012)
Wang et al. (2012a)
Wang et al. (2012a)
Gomez-Eyles et al. (2009)
EC50=0.968; EC50=19.0 ppm
LC50=0.0088 µg cm−2;
Wang et al. (2012a)
LC50=0.45 µg cm−2; LC50=10.96 ppm
0.291; 1.91 ppm
Wang et al. (2012b)
Alves et al. (2013)
Kreutzweiser et al. (2008b)
LC50=0.28 µg cm−2; LC50=6.06 ppm
>1,000; 62; >10 ppm
25; 14 ppm
Luo et al. (1999)
LC50=2.30 ppm
1 ppm
Zang et al. (2000)
LC50=2.30 ppm
Dittbrenner et al. (2011a)
Dittbrenner et al. (2012)
Wang et al. (2012a)
引用文献
Gomez-Eyles et al. (2009)
0.66; 0.2 ppm
0.66; 0.66; 0.2 ppm
最小作用濃度
EC50=1.41; EC50=2.77 ppm
LC50=0.027 µg cm−2; LC50=2.82 ppm
LC/EC50
表 6 ミミズに及ぼすネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの影響。影響の評価尺度は以下のとおり。― 減少 大; －減少 中等度; 0 減少 小あるいは測定不可能な影響(大
小とは変化の程度あるいは期間についていう); + 増加 中等度; ++ 増加 大。複数の評価項目設定時には測定項目をセミコロン(;)で区切って併記。最小影響濃度とは有意な影響が認め
られた最低濃度。数理的モデリングを実施していないものも含める。
88 フランス
フランス
フランス
フランス
フランス
フランス
フランス
フランス
カナダ
カナダ
カナダ
ブラジル
南アフリカ
南アフリカ
米国
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
フィプロニル
クロチアニジン
Aporrectodea nocturna
Aporrectodea nocturna
Aporrectodea nocturna
Aporrectodea nocturna
Allolobophora icterica
Allolobophora icterica
Allolobophora icterica
Allolobophora icterica
Dendrobaena octaedra
Dendrobaena octaedra
Dendrobaena octaedra
Eisenia andrei
Pheretima group
Pheretima group
Apporectodea spp.
フランス
フランス
フランス
フランス
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
Aporrectodea caliginosa
Aporrectodea caliginosa
Aporrectodea caliginosa
Aporrectodea caliginosa
英国
イミダクロプリド・チ
Lumbricus rubellus
アクロプリド混合物
地域
殺虫剤
分類群
表 8. (続き)
存在度；生物量；排泄物産生
生存
生存
生存；繁殖；忌避
生存；体重減少、繁殖；葉の分解
生存；体重減少、繁殖：葉の分解
生存；葉の分解
穴掘り
生存；体重減少
穴掘り
体重減少；忌避：穴掘り
穴掘り
生存；体重減少
穴掘り
体重減少；忌避：穴掘り
体格変化；排泄物産生
穴掘り
生存；体格
生存；生化学（hsp70）；忌避
生存；体重変化；卵包形成；代謝
計測のエンドポイント
−; −; −
0
−
−; −−; ++
0; −; 0; −
−; −−; −; −
0; −
−
−; −−
−
−; +; −−
−
−; −
−
−; +; −
−; −−
−
−; −−
0; −; ++
0; −; −−; 0
影響
NA, field applications
LC50=3.0 ppm
LC50=25.53; EC50=4.07; EC50=0.11 mg/kg
LC50=5.7 ppm
LC50=2.81 ppm
LC50=3.74 ppm
NA; EC50=0.76 ppm
EC50 thiacloprid=1.28 ppm
EC50 imidacloprid=1.46 and
LC/EC50
>300 ppm
25; 0.75; 0.13 ppm
11; 3.2 ppm
3; 3; 7; 7 ppm
31 ppm
0.01 ppm
0.1 ppm
0.1 ppm
0.5; 0.01; 0.05 ppm
0.01 ppm
0.1 ppm
0.1 ppm
0.5; 0.1; 0.05 ppm
0.66; 0.66 ppm
0.2 ppm
2; 0.66 ppm
2; 2 ppm
最小作用濃度
Larson et al. (2012)
Mostert et al. (2002)
Mostert et al. (2002)
Alves et al. (2013)
Kreutzweiser et al. (2008a)
Kreutzweiser et al. (2008b)
Kreutzweiser et al. (2009)
Capowiez et al. (2003)
Capowiez et al. (2006)
Capowiez et al. (2006)
Capowiez and Berard (2006)
Capowiez et al. (2003)
Capowiez et al. (2006)
Capowiez et al. (2006)
Capowiez and Berard (2006)
Dittbrenner et al. (2010)
Dittbrenner et al. (2011b)
Dittbrenner et al. (2011a)
Dittbrenner et al. (2012)
Baylay et al. (2012)
引用文献
89 90 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30） Kreutzweiser et al. 2009)。 的検定で、ネオニコチノイド系殺虫剤クロチアニジンがシマ
ネオニコチノイド系殺虫剤は土壌内で残留・移動するため、
ミミズに対する毒性がもっとも強い殺虫剤であることを認め
ミミズが長期にわたり曝露されることになる。ネオニコチノ
た。Alvesら(2013)は3種の種子処理用殺虫剤を比較し、イミ
イド系殺虫剤の実験室・圃場試験により、土壌中半減期は土
ダクロプリドがミミズに対する毒性がもっとも強いと報告し
壌条件によりばらつきがあるが、数週間から数年と幅があ
た。Mostertら(2002)は、5種の殺虫剤の土壌生物学的検定で、
る ことが分かった(Cox et al. 1997; Sarkar et al. 2001; Cox
イミダクロプリドがカルバリルに次ぎ2番目にミミズに対す
et al. 2004; Bonmatin et al. 2005; Fossen 2006; Gupta and
る毒性が強いことを認めた。別の一般的な浸透性農薬である
Gajbhiye 2007; Goulson 2003)。イミダクロプリドはもっ
フィプロニルの毒性試験はわずか2件しか報告されていない
とも広範に使 用されているネオニコチノイド系殺虫剤で、
が、どちらの試験でもミミズに対する致死性はネオニコチノ
その土壌への吸 着量は水分や有機物の量に応じて増加し
イド系殺虫剤より大幅に低い(100分の1以下)ことが分かった
(Broznic et al. 2012)、 低有機物土壌より高有機物土壌中の
(Mostert et al. 2002; Alves et al. 2013)。
ほうがイミダクロプリド 濃度は高い(Knoepp et al. 2012)。
ミミズは一般的に湿った有 機物が多い土壌を好む。土壌中
繁殖への影響
有機炭素量が低値のとき、イ ミダクロプリドの溶解性は高
いので、移動性が高くなり、土 壌中を容易に移動できるた
ネオニコチノイド系殺虫剤のミミズの繁殖への亜致死的影響
め(Broznic et al. 2012; Knoepp et al. 2012; Kurwadkar et
に関する研究はわずか数件しかないが、低濃度で繁殖力が低
al. 2013)、ミミズは直接施用されてい ない土壌でも殺虫剤
下すると考えられる(表6)。Baylayら(2012)によると、アカミ
に曝露する可能性が高くなる。
ミズ(Lumbricus rubellus)の繭産生に対するEC50は、イミダ
クロプリド1.5 ppm、チアクロプリド1.3 ppmであったが、
生存への影響
Gomez-Eylesら(2009)のシマミミズに対する同様の試験では、
ネオニコチノイド系殺虫剤のミミズに対する毒性は非常に
それぞれ1.4 ppmと0.9 ppmであった。シマミミズの試験では、
強 い。しかし、報告された半数致死濃度(LC50)は殺虫剤の
チアクロプリド0.3 ppmでの繭産生の抑制も測定された。
種類、 試験条件、曝露経路、持続期間によりばらつきがあ
Alves ら (2013) の 報 告 で は 、 ア ン ド レ イ ミ ミ ズ (Elsenia
る(表6)。 13件の研究で報告された半数致死濃度(LC50)は
andrei)の繁殖への影響に関するEC50は4 ppmで、有害作用は
1.5~25.5 ppmで、平均値5.8 ppm、中央値3.7 ppmであった。
0.7 ppmで認められた。Kreutzweiserら(2008b)は、森林の落
生存への
葉落枝中のイミダクロプリドが、落葉落枝に生息するムラサ
影響が測定できた最小濃度を報告した7件の研究で、生存に
キツリミミズ(Dendrobaena octaedra)に及ぼす影響を調べ、
関する最小影響濃度は0.7～25 ppmで、平均値4.7 ppm、中
生存していた個体の繭産生が7 ppmで有意に低下したと報告
央値1.0 ppmであった。シマミミズ(Eisenia fetida)はこの生
している。
存試験でもっとも一般的な試験種で、報告された致死濃度の
範囲を示し、これらの研究で他の種のほうがシマミミズより
行動への影響
感受性が高いとする証拠はほとんど示されていない。他の一
般的な殺虫剤と比較したとき、ネオニコチノイド系殺虫剤は
多くの研究は、行動への影響は最終的には集団や群集にも影
ミミズに示す毒性がもっとも強いとされる。
響を及ぼすという前提に立ち、行動指標(エンドポイント)に
Wangら(2012a)は24種の殺虫剤のシマミミズに対する急
重点を置いている(Little 1990; Dittbrenner et al. 2012)。こ
性毒性を調べ、土壌生物学的検定（バイオアッセイ）でネオ
こで考察する行動的属性は、回避行動、穴掘り、糞排泄、体
ニコチノイド系殺虫剤はもっとも毒性が強く、アセタミプリ
重変化(摂食行動の指標)である。行動への影響の31の報告値
ドとイミダクロプリドは殺虫剤全体を見てももっとも毒性が
のうち、体重変化はもっとも一般的な指標で、次いで穴掘り、
強い2種であることが示された。さらに接触毒性生物学的検
回避行動、糞排泄が続く(表6)。わずか数件の研究で示された
定によると、ネオニコチノイド系殺虫剤は接触経路で非常に
半数影響濃度(EC50)は0.1(回避)～19(体重変化)ppmで、平均
cm−2)、接
3.73 ppmおよび中央値は1.3 ppmであったこれらの行動の
触毒性濃度の単位を標準的致死濃度と比較するのは困難であ
EC50は平均致死濃度5.8 ppmのおよそ2/3と半数致死濃度3.7
った。Wangら(2012b)は、45種の広範な殺虫剤の土壌生物学
ppmのおよそ5/14であった。
毒性が強いと報告されたが(LC50 0.0088～0.45 µg
第４章 非標的無脊椎動物への影響 91 しかしより多くの研究報告では、行動への影響が検出され
ミミズの死亡の危険性(接触曝露による高毒性のためと推
た最小影響濃度は0.01～14 ppmで、平均は1.2 ppm、中央値
定)および亜致死的影響の危険性を示す濃度は、報告された野
は0.5 ppmであった。したがって、可測的な行動への影響は
外レベルの濃度でも最高濃度に相当する。Dittbrennerら
可測的な生存への影響より指標として感度が高かった。可測
(2011b)は、農地のイミダクロプリドの予測環境濃度はおよそ
的な行動への影響が認められた濃度は、生存に関する最小影
0.3～0.7 ppmで、少なくとも亜致死的影響でもミミズの危険
響濃度の平均値4.7 ppmと中央値1.0 ppmの1/2～1/4であっ
性がきわめて高いことを示す。Bonmatinら(2005)の報告では、
た。穴掘り(穴の径および長さの短縮・狭小化)はもっとも感
土壌のイミダクロプリドは処理種子播種直後に数百ppbに達
度の高い行動指標(0.01～2 ppm、n=8)で、平均影響濃度0.3
する。クロチアニジン処理した直後の茶園の土壌試料の平均
ppm、半数影響濃度は0.07 ppmであった。回避行動(n=5)は
濃度は、最大0.45 ppmであった(Chowdhury et al. 2012)。
それに次いで感度が高く、平均影響濃度0.5 ppm、半数影響
Donnarummaら(2011)の報告では、処理種子の播種後2週間
濃度は0.13 ppmであった。糞排泄(平均1.1 ppm、半数影響濃
で、土壌のイミダクロプリド濃度はおよそ0.6～0.8 ppmであ
度0.7 ppm、n=3)、体重変化(平均2.1 ppm、半数影響濃度0.7
った。Ramasubramanian(2013)の報告では、土壌のクロチ
ppm、n=13)と続いた。以上すべてのことから、ミミズの行
アニジン濃度は、単回施用の3日後まで0.27～0.44 ppm、水
動に及ぼす可測的な有害影響は土壌のネオニコチノイド濃度
溶性粒剤2回施用3日後に0.51～0.88 ppmであった。以上の研
が1 ppm未満でも認められると予測される。
究をまとめると、ネオニコチノイド系殺虫剤の運用的施用に
よって、ミミズの亜致死的影響の高リスクや致死影響の危険
ミミズに対する危険性
性(とくに接触毒性)が生じるような土壌濃度になることが分
かった。
ネオニコチノイド系殺虫剤がミミズの集団に及ぼす有害影響
ネオニコチノイド曝露のミミズに対する危険性評価に関し
の実質的な危険性は、曝露の濃度・期間・経路、取込み率、
て、少なくとも2つの問題が文献で十分には取り上げられて
種固有の感受性により変わってくる。本稿で検討した過去の
いない。まず毒性試験での曝露期間と、自然土壌の持続的濃
毒性試験から、一般的なミミズは、数日間土壌や有機粒子か
度の曝露期間の比較である。大半の毒性試験は、数日から数
ら約1 ppm以上のネオニコチノイド系殺虫剤を摂取すれば、
週間と期間が短い。一方で、ネオニコチノイド残渣は土壌に
種の区別なく死のリスクが生じるとみられた。濃度が約3
月から年単位で残留することがある(Bonmatin et al. 2014、
ppm以上になると、最大50％に及ぶ多数のミミズに死の危険
本特集号)。大半の殺虫剤は曝露期間が長くなるにつれて致
性が生じる。これらの曝露濃度を標準的な生物学的検定の濃
死・影響濃度が低くなり、これはネオニコチノイド系殺虫剤
度と比較するのは困難だが、表面接触曝露による死亡の危険
にもあてはまるとみられる(Tennekes 2010; Tennekes and
性は、汚染土壌の摂取による死亡の危険性の10倍以上とみら
Sánchez- Bayo 2012, 2013; Rondeau et al. 2014)。土壌中ネ
れる(Wang et al. 2012a)。一方、曝露経路はミミズへの致死
オニコチノイドの低濃度の長期曝露で、ミミズへの危険性は
作用に影響することがある。ミミズがイミダクロプリド噴霧
既報の毒性試験から推測されるより高くなると考えられる。
樹林からの落ち葉の葉面残渣に曝露すると、有意な摂餌抑制
2番目の問題は、自然土壌におけるネオニコチノイド残渣の
効果がみられ、葉摂取量が低下するが、約10 ppmでもミミズ
不均質な分布という問題である。噴霧や粒剤堆積とか、落葉
は死ななかった(Kreutzweiser et al. 2008a)。
によって地表に落ち、土壌に残渣が取り込まれると、深い箇
いくつかの重要な行動属性に関する亜致死的影響の危険性
所より地表やその近くのほうが土壌濃度は高くなりがちであ
は、個々の死亡の危険性より高い。穴掘りと回避行動に及ぼ
る。播いた種や汚染水から土壌に入る残渣は、ほかのどこよ
す殺虫剤の影響は、およそ0.1～0.5 ppm以上で生じるとみら
り汚染源やその近くの濃度のほうが高くなりやすい。どちら
れる。さらに穴掘り行動の変化、とくに穴が浅くなる傾向は
の状況も取込口地点近傍に汚染濃度の高い地帯“ホットスポ
土壌からの移行性をうかがわせるが(Capowiez et al. 2006;
ット”ができる。逆に、大半の毒性試験は試験濃度をppm単位
Dittbrenner et al. 2011b)、実際の野外条件での結果は不明で
(または等量)で準備し、完全混合として想定する。したがっ
ある。穴の数・大きさ・深さが低減すると、生態系全体に影
て、自然土壌のホットスポットまたはその近傍でのミミズの
響する土壌で空気・水・溶解物の移動が制限されるが、われ
曝露濃度は、実験室や圃場試験系において連続体（バルクサ
われが知る限り、実験室・圃場環境でこれらについて検討し
ンプル）の残渣分析から得た予測値よ、結果的に高くなる。
た研究はない。
個々のミミズの死や行動への影響を、生態学的結果によっ
Aphidius ervi
陸生生物
Chironomus diutus
Ostracoda, Daphnia magna
Chironomis ripartus
Caddisfly: Seriocostoma,
fossarum
aquaticus, Gammarus
Crustacean: Asellus
community
Macro-invertebrate
Odonata, Libellulidae
Mayflies, Oligochaetes
Aedes taeniorhynchus
Aedes aegypti
D. magna
Ceriodaphnia dubia
Mayflies
Daphnia, Gammarus pulex
Mesocosm communities
Hyalella azteca
Chironomus tentans and
Oligochaeta
水生生物
イミダクロプリド+カドミウム
リフォス、ジメトエート）
イミダクロプリド+混合物（クロルピ
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド、アトラジン
イミダクロプリド
イミダクロプリド、フィプロニル
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
イミダクロプリド
ネオニコチノイドその他の殺虫剤
イミダクロプリド
イミダクロプリド
物質
実験室での毒性試験
実験室での毒性試験
実験室での毒性試験
標準毒性試験
標準毒性試験
ストリーム・メソコズム
野外
実験室での毒性試験
実験室での毒性試験
実験室での毒性試験
実験室での毒性試験
標準毒性試験
10日間の汚染沈降物曝露
研究デザイン
表 7 淡水性生物に及ぼすイミダクロプリドの影響に関する研究
個体数の増加率
生存
生存
穴掘り行動；対捕食者行動
生存、呼吸、電子伝達系
群落の多様性、葉リターの分解
幼虫と成虫の生存、出現
摂食抑制
致死率
致死率
致死率
致死率、個体数の増加率
虫の大きさ
若虫の存在度出現度パターンと成
生存
ドリフト反応
生存
生存、成長、行動、忌避
影響
13 ppb
44 ppb
10.4 mg/l
2.1 ppb
0.91 µg/l (28 days)
LC50/EC50
<0.05 mg/kg
LOAEL
LeBlanc et al. (2012)
LeBlanc et al. (2012)
Sánchez-Bayo (2006)
Pestana et al. (2009)
Lukancic et al. (2010)
Pestana et al. (2009)
Jinguji et al. (2013)
Alexander et al. (2008)
Song et al. (1997)
Song et al. (1997)
Song et al. (1997)
Chen et al. (2010)
Alexander et al. (2008)
Ashauer et al. (2011)
Berghahn et al. (2012)
Stoughton et al. (2008)
Sardo and Soares (2010)
引用文献
92
第４章 非標的無脊椎動物への影響 93
て集団への影響と解釈する必要はない。世代時間が長く分布
(えらや気管)、摂餌、クチクラ・皮膚を問わず表皮を通して
密度が低い種と比べ、世代時間が短期であったり(例、ミミズ
農薬を取込む。
の大半の種のように年間数世代)、分布密度が高い生物集団の
ネオニコチノイド系殺虫剤は、他の殺虫剤と比べ使用され
ほうが、殺虫剤の影響で集団規模が縮小しても回復しやすい
始めてからの期間はまだ短い。しかし淡水系で確認されるこ
(Kreutzweiser and Sibley 2013)。しかし、ネオニコチノイド
とが徐々に増えてきた。例えばカリフォルニア州地表水の農
系殺虫剤の有機土壌への残留傾向から、次世代は親世代と同
薬観測でイミダクロプリドが水質指針（ガイドライン）の1
様の濃度に曝露することになるため、以上のような回復経路
ppbを頻繁に超えるようになってきた(Starner and Goh
の可能性は低くなる。生活史戦略とその群集反応に及ぼす影
2012)。米国ワシントン州の環境局や農政局は、鮭遡上河川
響と殺虫剤の影響からの回復が、他の非標的生物の集団モデ
の各種農薬観測を何年も行ってきたが、イミダクロプリドを
ルによって示され(Wang and Grimm 2010)、同様の原則がミ
頻 繁 に 検 出 し て い る (http://agr.wa.gov/PestFert/natre
ミズの集団と群集全体に対する危険性評価に適用される。識
sources/SWM/)。
別的個体群統計と群集内の集団成長率を説明する集団モデル
しかしイミダクロプリドなどのネオニコチノイド系殺虫剤
のほうが、従来の致死濃度推定値が提供するモデルより、殺
が淡水系に混入しているとしても、野外条件で水生生物に影
虫剤が集団や群集に及ぼす見込みの影響をより正確に評価で
響するのはどの程度の濃度なのかという問題が残る。本稿で
きることが明らかになった(Stark and Banks 2003)。季節的
はネオニコチノイド系殺虫剤の水生無脊椎動物に対する毒性
変動、群集集合機序、殺虫剤の致死・亜致死的影響とその生
を取扱う多くの研究について考察し、水域生態系に及ぼす潜
物、集団、群集に対するリスクの影響など、一連の要素を組
在的影響についていくつか所見を述べる。
み込む生態学的モデルを使用することで、受容体／殺虫剤の
相互作用への有益な識見が提供され、その結果として危険性
実験室での研究
評価が向上される(Bartlett et al. 2010)。生態学的集団モデル
を殺虫剤曝露モデルと事例に基づく(類似の化学品曝露に関
甲殻類およびヨコエビ類 さまざまな水生無脊椎動物に及
する過去の経験や情報に基づき立てた) 推論を組み合わせ、
ぼすネオニコチノイド系殺虫剤イミダクロプリドの毒性につ
さらなる改良点を加えると、ミミズの集団とその生態学的機
いて、数件の実験室研究が発表されている(表7)。Starkと
能に対する危険性評価が向上する(van den Brink et al.
Banks(2003)は、チアメトキサム(商品名アクタラ)に曝露した
2002)。実際的野外レベルのネオニコチノイド濃度に対する、
ミジンコ(Daphnia pulex)の急性毒性データと集団レベルの
ミミズ集団の反応を扱った経験的圃場試験はないが、実施す
毒性データを設定した。チアメトキサムはこの研究の対象と
れば危険性評価の取組みが改善されることは間違いない。
した7種の殺虫剤のなかでもっとも毒性が弱く、LC50は41
ppmで、地表水系でのどの予測濃度よりかなり上回っていた。
Chen ら(2010) は、ニセネコゼミジンコ(Ceriodaphnia
水生無脊椎動物
dubia)のイミダクロプリドの急性毒性(LC50=2.1 ppb)と慢性
毒性を推計した。補剤R-11の影響を単独使用とイミダクロプ
淡水生無脊椎動物
リド併用の両方で評価した。集団レベルの研究で、ニセネコ
ゼミジンコを0.3 ppbのイミダクロプリドに曝露すると、対照
淡水生無脊椎動物は水域生態系で非常に重要な位置を占めて
集団サイズの19％まで減少した。この濃度は米国EPAの環境
いる。分解者、草食動物、底質食者、寄生動物、捕食者とし
濃度期待値17.4 ppbをはるかに下回るので、イミダクロプリ
ての役割を担う。このような生態系と関わりがある脊椎動物
ドは野外条件で水生無脊椎動物に障害を引き起こすことにな
が摂る餌の大半の供給源でもある。ネオニコチノイド系殺虫
る。
剤などの農薬はさまざまな経路、とくに各種の噴霧機施用に
Nyumａanら(2013)は、イミダクロプリドのヨコエビ類
よる大気中降下物(ドリフト)、表面流出、汚染地下水の浸透
Gammarus pulexに対する急性・慢性毒性について研究した。
を通じて、地表水に到達する。水生無脊椎動物はとくに農薬
G. pulexの摂餌量と体脂質量は15 ppbのイミダクロプリドに
の影響を受けやすい。陸生生物とは違い、水生生物は一般的
常時曝露すると有意に減少した。さらに、G. pulexの個体は
に、農薬が水溶性の場合はとくに、非汚染地域に移動して曝
14日間の常時曝露で不動になり摂餌もできなくなり、死亡率
露を回避することは容易ではない。水生無脊椎動物は、呼吸
が上昇した。
94 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
興味深いことに、試験の標準種オオミジンコ(Daphnia
クロプリドのLOECは1.63 ppbと推計された。底生性群集の
magna) は と く に ネ オ ニ コ チ ノ イ ド の 影 響 を 受 け な い
有害影響として、無脊椎動物の個体数が5％低減することが
(Beketov and Liess 2008)。急性LC50は7,000 ppb程度で、他
Pestanaら(2009)によって確認された。チアクロプリドでは、
の数種の無脊椎動物でみられた影響濃度を数桁上回る。これ
これまで群集で観察された最小影響濃度0.1 ppbで間欠曝露
はオオミジンコが多くの種を保護するための感受性試験の供
すると、感受性の高い長命の昆虫に強い影響が認められた
試体には使えないことを意味している。
(Liess and Beketov 2011)。
Berghahnら(2012)は水系メソコズム試験を行い、イミダク
昆虫類 ネオニコチノイド系殺虫剤の水生昆虫に対する急
ロプリドの間欠的12時間試験(12 ppb)を1週間間隔で3回実施
性毒性推定値も発表されている。水生昆虫のLC50推定値は3
した。その結果、昆虫とヨコエビ類Gammarus roeseliの群れ
～13 ppbである。イミダクロプリドのLC50推定値は、カゲロ
は、イミダクロプリドの間欠的曝露で増加することが分かっ
ウの1種Baetis rhodani(コカゲロウ属)が8.5 ppb、ブユの1種
た。以上の結果から、イミダクロプリドはG. roeseliに負の影
Simulium latigonium(ブユ属)が3.7 ppb(Beketov and Liess
響を与えることが示された。別の水系メソコズム試験では、
2008)、ヤブカの1種Aedes taeniorhynchus(ヤブカ属)が13
Böttger ら(2013) がイミダクロプリドの間欠的曝露を G.
ppb(Song et al. 1997)であった。チアクロプリドに対する
roeseliで検証した。試験期間の最後の3週間で、イミダクロ
LC50推定値はB. rhodaniが4.6 ppb、S. latigoniumが3.7 ppb
プリド処理群の抱卵する雌の数が対照群より少なかった。
であった(Beketov and Liess 2008)。キミドリユスリカ
水生無脊椎動物である、一般的なアカイエカ(Culex
(Chironomus tentans)に対するイミダクロプリドの慢性
pipiens)に数世代にわたり、ネオニコチノイド系殺虫剤チア
LC50は0.91 ppbであった(Stoughton et al. 2008)。イミダクロ
クロプリドを低濃度・間欠的に反復曝露すると、集団が継続
プリドと有機リン系殺虫剤ジメトエートおよびクロルピリホ
的に減少し、感受性がより低い競合種のオオミジンコの共存
スの合剤のユスリカの1種Chironomus dilutus(ユスリカ属)
在下では回復しなかった。対照的に、競合種がいない場合、
に対する影響を研究すると、イミダクロプリドはクロルピリ
感受性がより高いアカイエカに1桁高いレベルの濃度でしか
ホスとは相乗的に、ジメトエートとは拮抗的に作用すること
殺虫剤の影響は認められず、曝露後の回復は早かった。持続
が分かった(LeBlanc et al. 2012)。
的な種間競合のなかで間欠的曝露を反復した結果は、低用量
効果が何世代もかかってたどり着いた到達点であると結論さ
ミミズ類 SardoとSoares(2010)は、水生のオヨギミミズ
れた(Liess et al. 2013)。
(Lumbriculus variegatus)に及ぼすイミダクロプリドの影響
を調査し、イミダクロプリド0.05～5.0 mg/kg底質に曝露した。
水生生態系への危険性 貝虫類(ウミホタルなど)、ミジン
死亡率はそれなりに低いが(最高濃度で35％)、オヨギミミズ
コ類などの水生生物を含む、広範な種の急性毒性データに対
はイミダクロプリドに汚染された底質は避けていた。さらに、
する種の感受性分布(SSD)から、水中のイミダクロプリドに
個体成長(バイオマス)は全濃度で対照より阻害されていた。
ついて水生種の5％に有害影響が出る濃度(HC5)は1.04～
2.54 ppbと予測される(Sanchez- Bayo and Kouchi 2012)。
メソコズム(中間的な生態系、物質収支が計算可能な擬似生態
Van Dijkら(2013)は、オランダにおける、水生大型無脊椎
系モデル)による研究 Alexanderら(2008)は、12日間間欠
動物種の個体数と地表水系近傍イミダクロプリド濃度の回帰
的か、20日間継続的にヒラタカゲロウ(Epeorus)属とコカゲ
分析法を開発した。8年にわたる全国的な観測で、7,380か所
ロウ(Baetis)属にイミダクロプリドを曝露した。若虫の生息
の大型無脊椎動物試料と801か所のイミダクロプリド試料を
密度はどちらの期間でも減少した。亜致死的影響も観察され
集積した。次に、生物試料(大型無脊椎動物個体数)と近傍(空
た。成体は0.1 ppbという低値でも小型化し、頭部も胸部も小
間・時間)化学物質試料(イミダクロプリド濃度)を組み合わせ、
さくなった。しかし、これらの影響が認められたのは雄のみ
完 全 集 積 統 合 デ ー タ セ ッ ト (complete pooled combined
であった。群集試験系で、ネオニコチノイド系殺虫剤はとく
dataset)に関して統計分析を行った。大型無脊椎動物の個体
に昆虫への影響が顕著であった(Hayasaka et al. 2012)。しか
数は、集積データセットの近傍イミダクロプリド濃度中央値
し、われわれが知る限り、用量反応関係を調べたすべての実
が増加するに従って減少した。このパターンは終始変わらず、
験の最低濃度で影響が認められた。したがって、NOECを設
時期(年)にも場所にも依存しなかった。全般的に、集積され
定することは困難である。屋外メソコズムの研究で、イミダ
た全種大型無脊椎動物数と近傍イミダクロプリド濃度の間に
第４章 非標的無脊椎動物への影響 95
有意な負の相関(P<0.001)がみられた。有意な負の相関は、ヨ
Beketov 2011)。より低い濃度は検証されていない。当然な
コエビ類、基眼類(モノアラガイなど)、ハエ類、カゲロウ類、
がら、急性試験の結果に基づけば、安全濃度を割り出すには
ワラジムシ類の各目ごとの集積や複数種の個体数でも、それ
評価係数は100以上でなければならない。急性致死濃度を基
ぞれみられた。トンボ目は有意な閾値0.05に非常に高い負の
準に算出されるHC5では、評価係数は10以上である必要があ
相関(P＝0.051)を示した。以前の研究とも一致して、ケダニ
る(Liess and Beketov 2012)。さらに、実験室での研究で、
亜目でも個体数と近傍イミダクロプリド汚染との間に正の相
イミダクロプリドにより感受性が高い昆虫種に慢性作用が生
関が認められた。しかし、他の農薬はVan Dijkら(2013)の分
じたのは0.91 ppbの曝露後であった。評価係数を10とすると、
析には含まれていなかった。したがって、ネオニコチノイド
イミダクロプリドの安全濃度は約0.1 ppbである。しかし、こ
系殺虫剤と他の汚染物質との共線性(一次関数的関係)や相乗
の濃度は複合的な群集調査で得られた結果からすると安全と
作用については、さらなる検討が必要である(Vijver and Van
はいえない。残念ながら、われわれの知る限りにおいて、公
den Brink 2014)。
表された群集レベルの調査で0.1 ppb未満のイミダクロプリ
スピア近似法（SPEAR (Species At Risk) approach、種の
ドを用いたものはない。この種の研究があれば、イミダクロ
特性を基にした環境ストレスによる群集組成の危険性の近似
プリドのNOECの設定に役立つと考えられる。表された文献
的な評価方法）を用いて、農薬曝露により水系の無脊椎動物
の結果を総合すると、特定のネオニコチノイド系殺虫剤は非
危急種の量と種数が大きく減少することが確認された(Liess
常に低濃度でも水生無脊椎動物の個体と集団に負の影響を引
and von der Ohe 2005)。この近似法はドイツからオーストラ
き起こすことで、水生生態系に深刻な被害をもたらす可能性
リア、デンマーク、フランス、フィンランドの水系へと応用
があることが分かった。これらの製品の水系における保護濃
され、無脊椎動物危急種に対して農薬曝露が同様の作用を示
度の特定が待たれる。
すことが明らかになった(Rasmussen et al. 2013; Liess et al.
海洋および沿岸の無脊椎動物
2008; Schäfer et al. 2012)。Beketovら(2013)は欧州(ドイツ
およびフランス)とオーストラリアの水系で、無脊椎動物の種
海洋生態系における、環境毒性とネオニコチノイド汚染の評
の多様性に対する農薬の影響を分析した。非汚染と重度の汚
価に関する情報はごく限られている。標準化された環境毒性
染水系で種の多様性に、総体的に欧州では42％、オーストラ
の解釈は数種の標準種のみに重点が置かれ、海洋・沿岸生態
リアでは27％の減少が認められた。ネオニコチノイド系殺虫
系の鍵となる生物の代表種を対象とすることはまれである
剤の影響評価を全体としてみたとき、このような研究の限界
(CCME 2007)。海洋・沿岸の生息環境のネオニコチノイド汚
は、ネニコチノイド系殺虫剤の使用が増えてきたのが一般的
染に関する監視測定体制は存在しない。
にごく最近で、毒性は主としてネオニコチノイド以外の殺虫
剤に由来するということである。
毒性 ネオニコチノイド系殺虫剤のごく初期の海洋生態毒
実験室と半野外(メソコズム)条件の研究結果から、水生無
性研究は、海洋沿岸水域に分布するアミ(Mysidopsis bahia)
脊椎動物はネオニコチノイド系殺虫剤に非常に感受性が高い
が対象であった(Ward 1990, 1991; Lintott 1992)。イミダク
ことが示された。しかし、われわれが文献で確認した研究の
ロプリド工業原体のLC50(96時間)は34.1 ppbで、致死-NOEC
大半はイミダクロプリドが対象であった。農薬危険性評価で
は13.3 ppbであった(Ward 1990)。イミダクロプリド製剤市
は、今日までの公表結果から、多段階水系効果評価計画と急
販品(アドマイヤー)への曝露の96時間致死-NOECは21 ppb
性・慢性毒性データを用いた、群集レベルの効果予測は困難
であった。アミのイミダクロプリドの最大許容毒性濃度は成
であることが示された。急性・慢性単一種試験系から外挿す
長効果に対し23 ppt、生殖効果に対し643 pptであった(Ward
るとき、EUの関連法規(1107/2009)の統一方針により確認さ
1991)。
れた評価係数では、多種の屋外メソコズムにおける安全濃度
他の海洋性節足動物では、アルテミア属(ホウネンエビモド
は予測しない。例えば、室内環境でチアクロプリドを感受性
キ科)、汽水性のヤブカの1種Aedes taeniorhynchus(ヤブカ
の高い昆虫種に曝露すると、急性作用が認められたのは3～
属)の毒性が含まれる。アルテミア属の48時間LC50 は361
13 ppbの曝露後であった。したがって、評価係数100を適用
ppmで、早齢幼虫のヤブカ属の72時間LC50は21 ppb、48時間
すると、チアクロプリドの安全濃度は0.03～0.13 ppbになる。
LC50は13 ppbであった(Song et al. 1997; Song and Brown
しかし、屋外メソコズムの間欠曝露試験の結果によると、チ
1998) 。 Osterberg ら (2012) は 、 ワ タ リ ガ ニ (Callinectes
ア ク ロ プ リ ド の LOEC は 0.1 ppb 未 満 で あ る (Liess and
sapidus)のメガロパ期はイミダクロプリドの致死作用に対し、
96 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
幼生期より1桁異なるレベルで感受性が高いことを示した[24
大半の試験手順が、多様な化学的・毒性特性をもつ農薬のた
時間LC50: 10 ppb(メガロパ)vs 1,1 ppb(幼生)]。
めに認可された、旧式の方法論に基づくため、安全な環境濃
節足動物以外の海洋性無脊椎動物について、OECD/EPA
度閾値を確定する妨げになっている。とりわけ、多様な陸生・
パラメータに基づく研究は公表されていない。海洋性の二枚
水生・海洋生物に対する非致死作用および相乗作用など、こ
貝ムラサキイガイ(Mytilus galloprovincialis)については、イ
れら神経毒の特異な毒性を対象とする、改良された新方法論
ミダクロプリドおよびチアクロプリドの曝露反応として、ト
が必要とされている。公表された野外の生体内試験はわずか
ランスクリプトームとプロテオーム解析が行われている
で、実験装置は(半)自然状況の変化に応じた調整ができない
(Dondero et al. 2010)。この研究は、この2種のネオニコチノ
ことも多く、大規模で安定的な圃場実験は費用が高額で、統
イドが明白な毒性動態反応を誘発し、同じ受容体を標的とす
計的な検定力も不十分である。現在認可されている用途によ
る化合物の生態学的危険性評価の実施には注意を払う必要が
るネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの現在の汚染レ
あると結論づけている。Rodrick(2008)は、イミダクロプリド
ベルは、最小毒性濃度(LOAEC)をしばしば超えていることが
がカキの血球免疫能力に影響し、カキが塩分の化合物ストレ
あり、生物および生態系に大規模で広範な負の影響を起こし
スとイミダクロプリドに曝されると付加的な作用が加わるこ
やすいので、筆者らは、規制当局がより高度な予防原則を適
とを示した。Tomizawaら(2008)は、腹足類ジャンボアメフ
用し、ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルに関する規
ラシ(Aplysia californica)を用いて、イミダクロプリドとチア
則を強化するよう強く提言する。
クロプリドをアセチルコリン結合タンパク（AChBP）の作動
剤であることを確認し、ネオニコチノイド系殺虫剤が海洋性
謝辞 本稿は、国際浸透性殺虫剤タスクフォース（TFSP）
腹足類にも影響していることを示した。
のバリ（2010）
、バース（2011）
、ケンブリッジ（2012）
、モン
テグロット、パドバ（2012）
、ルーヴァン=ラ=ヌーブ（2013）
、
環境汚染 ネオニコチノイド系殺虫剤の海域環境汚染に関
レニャーロ、パドバ（2013）での総会での議論により有益な
し、公表された研究はない。最近まで、陸の流出地からもた
示唆を得た。最初の責任著者以外の著者名はアルファベット
らされるネオニコチノイド系殺虫剤による海洋環境の非点汚
順である。ほとんどの著者は、公的機関か大学に勤務してい
染源について、ほとんど関心は持たれていなかった。少なく
るが、例外は、バグライフ（無脊椎動物保護に貢献する英国
とも米国内ではこの姿勢に変化が出始めている。2013年ワシ
の慈善団体）の V. Amaral-Rogers、TFSP での独立した仕事につ
ントン州のウィラパ-グレイズ湾（Willapa-Grays Harbor）
いて the Stichting Triodos Foundation から資金援助を受けている
カキ養殖業者組合は、米国環境保護庁からウィラパ湾で甲殻
D.A. Noome、CARI(ベルギー政府から支援を受けている団体)の
類 養 殖 場 の 脅 威 と な る 地 元 産 の ア ナ ジ ャ コ (burrowing
N. Simon-Delso である。J. Settele and M.と Wiemers は、
shrimp)の防除を目的に、イミダクロプリド使用の条件付き
www.legato-project.net (独教育研究省の BMBF により資金提供を
認可(EPA Reg. no. 88867‐1)を受けた。ハワイでは大規模農
受けている)として貢献した。この仕事は、the Triodos Foundation’s
業におけるネオニコチノイド系殺虫剤の使用に対し、それに
Support Fund for Independent Research on Bee Decline and Systemic
伴いサンゴ礁や海草藻場に悪影響が及ぶとして、公然と抗議
Pesticides により資金提供を受けた。この支援基金は、Adessium
と監視活動が行われてきた(Sergio 2013)。ハワイおよび米国
Foundation (オランダ), アクト・ビヨンド・トラスト(日本), ユト
領ヴァージン諸島では、シロアリ対策としてのネオニコチノ
レヒト大学(オランダ), Stichting Triodos Foundation (オランダ),
イド使用が沿岸の資源を汚染し、影響を与えると懸念されて
Gesellschaft fuer Schmetterlingsschutz (ドイツ), M.A.O.C. Gravin van
いる。
Bylandt Stichting (オランダ), Zukunft Stiftung Landwirtschaft (ドイ
結論
ツ), Study Association Storm (Student Association Environmental
Sciences Utrecht University), Deutscher Berufs- und Erwerbsimkerbund
野外レベルの汚染では、ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプ
e. V. (ドイツ), Gemeinschaft der europäischen Buckfastimker e. V. (ド
ロニルは一般的に陸生・水生・海生・底生の広範な非標的無
イツ) と市民の寄付により賄われた。寄付者は、研究のデザイン、
脊椎動物の生理および生存に負の影響を与えている。影響が
データ収集、分析、出版の決定、原稿の作成に一切関与しなかっ
最も多く確認されているのは、少数の実験動物種による試験
た。
管内試験である。これは要するに、大半の他の無脊椎動物の
情報は把握されていないということになる。試験管内試験は、
利益相反 なし。
第４章 非標的無脊椎動物への影響 97
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108 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:68–102 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
第５章 野生脊椎動物への影響 109 浸透性殺虫剤の生物多様性と生態系への影響に関する世界的な統合評価書
野生脊椎動物へのネオニコチノイド系殺虫剤および
フィプロニルの直接的および間接的影響の検討
David Gibbons・Christy Morrissey・Pierre Mineau 受付：2014 年 4 月 7 日 採用：2014 年 6 月 6 日 オンライン出版：2014 年 6 月 18 日
Environ Sci Pollut Res (2015) 22:103–118 DOI 10.1007/s11356-014-3180-5
© The Author(s) 2014. This article is published with open access at Springerlink.com
ネオニコチノイド研究会監訳初版：2015 年 4 月 30 日
要約
野生脊椎動物の個体群に殺虫剤が与える影響につ
に対する危険有害性となり、ほんの数個の処理種子の摂食
いて、近年、幅広い毒性を発揮する浸透性殺虫剤への懸念
が感受性の強い種類の鳥には死や生殖障害を引き起こす
が集中している。世界的に最も高い成長率を示してきたネ
可能性がある。対照的に淡水脊椎動物に対し、イミダクロ
オニコチノイド系殺虫剤を中心に、野生脊椎動物―哺乳類、
プリドとクロチアニジンの環境濃度は死に至らしめる濃
鳥類、魚類、両生類、爬虫類―への直接的(毒性)および間
度を下回っているようだが、亜致死的な影響は発生しうる。
接的(例、食物連鎖)影響に関する 150 件の研究を検討する。
フィプロニルの環境濃度は、しかし、魚への悪影響が考え
我々は 2 種のネオニコチノイド系殺虫剤イミダクロプリ
られるほど高いとの報告もある。間接影響は、リスク評価
ドとクロチアニジン、および同じく浸透性に作用する 3 つ
の過程で考慮されることは少なく、個体群レベルで影響を
目の殺虫剤フィプロニルに注目した。イミダクロプリド、
及ぼす可能性があるにもかかわらずデータは少ない。我々
フィプロニルは、それぞれ多くの鳥類、ほとんどの魚類に
の調査で見出されたのは、2 件の野外事例研究で、1 件は
対し有毒であることが確認された。3 種の殺虫剤はすべて、
ある種の魚の成長障害がイミダクロプリドとフィプロニ
しばしば致死濃度を十分に下回る濃度で、遺伝毒性作用・
ル両剤の施用による餌となる無脊椎動物の減少により引
細胞毒性作用・免疫機能障害から、成長率と繁殖成功率の
き起こされたというもので、もう 1 件は 2 種のトカゲの生
低下まで広範な亜致死的影響を及ぼす。作物の種子処理へ
息数減少が、フィプロニルによる餌のシロアリへの影響に
のイミダクロプリドとクロチアニジンの使用が、小型鳥類
関連していたというものである。ここに示された証拠は、
浸透性殺虫剤ネオニコチノイドとフィプロニルが陸生・水
Responsible editor: Philippe Garrigues
D. Gibbons (*)
RSPB Centre for Conservation Science, RSPB, The
Lodge, Sandy, Bedfordshire SG19 2DL, UK
e-mail: david.gibbons@rspb.org.uk
C. Morrissey
Department of Biology, University of Saskatchewan,
112 Science Place, Saskatoon, Saskatchewan S7N 5E2,
Canada
C. Morrissey
School of Environment and Sustainability, University
of Saskatchewan, 117 Science Place, Saskatoon,
Saskatchewan S7N 5E2, Canada
P. Mineau
Pierre Mineau Consulting, 124 Creekside Drive, Salt
Spring Island V8K 2E4, Canada
生の野生脊椎動物に対し直接的および間接的影響力を有
することがあり、これら殺虫剤の環境に対する安全性につ
いてさらなる検討が必要であることを指し示している。
キーワード 殺虫剤・ネオニコチノイド・イミダクロプリ
ド・クロチアニジン・フィプロニル・脊椎動物・野生生物・
哺乳類・鳥類・魚類・両生類・爬虫類・リスク評価
野生脊椎動物への殺虫剤の影響概観
脊椎動物は、市販農薬が対象とする標的の 2％を占めるに
すぎないが、その個体群に対する殺虫剤の不測の影響が認
110 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:103–118
ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
識され論文で十分な証拠も示されている(例 Sánchez-­‐‑Bayo ここで我々は数人の科学者の総説(例 Goulson 2013; 2011)。殺虫剤は脊椎動物に対し、毒性によって直接影響
Köhler and Triebskorn 2013; Mineau and Palmer 2013)の
を与えるか、あるいは例えば食物供給を減少させることに
検討をもとに、浸透性の2つの一般的なネオニコチノイド
よって間接的にも影響を与えうる。
殺虫剤イミダクロプリドとクロチアニジン、およびフィプ
直接的な影響 は、いくつかの異なる曝露経路の結果と
ロニルの、野生脊椎動物への直接的・間接的影響の証拠お
して起こりうる。すなわち殺虫剤を含んだ製品の摂取(例、
よび可能性を検証する。
殺虫剤でコーティングされた種子を食べる鳥類；Avery et al. 1997; Prosser and Hart 2005)、散布後の皮膚からの吸収
(Mineau 2011)、または汚染された餌の摂取である。おそ
浸透性殺虫剤の作用機序
らく後者の曝露経路で最も顕著な例は、有機塩素系殺虫剤、
ネオニコチノイド系殺虫剤は中枢神経系の神経伝達を撹
特にDDTとその代謝産物DDEが、猛禽類の個体群に与え
乱することで作用する。この殺虫剤はシナプス後ニューロ
た劇的影響であった(Ratcliffe 1967; Newton 1995)。殺虫剤
ンのニコチン性アセチルコリン受容体(nAChR)に結合し、
の脊椎動物への直接的な影響は、中毒の度合いにより、即
‘偽の神経伝達物質’(作動物質)として作用する。アセチル
座に死に至らしめるものから、亜急性の例えば成長や生殖
コリンによる神経伝達物質シグナルの撹乱により、受容体
などに影響を与えるものまで様々である(Sánchez-­‐‑Bayo が持続的に活性化し、神経毒性症状を引き起こす。ネオニ
2011)。有機塩素化合物時代以降の進歩により開発され登
コチノイド系殺虫剤は、哺乳類や他の脊椎動物の受容体よ
録された化合物は、全般的に低残留性で食物網における生
り、昆虫の受容体への親和性が高くより強力に結合するた
物濃縮はおこりにくくなった。
め、哺乳類に対する毒性は昆虫の場合より低く、中毒から
しかし最近になって、殺虫剤使用に伴う餌の量的・質的
の回復力は高い(Tomizawa and Casida 2005; Jeschke et al. 低下、または生息環境の改変による間接的影響の可能性の
2011)。フィプロニルも同様にγアミノ酪酸(GABA)受容体
調査に関心が移っている(Sotherton and Holland 2002; に結合し、同じく中枢神経系の持続的活性化をもたらす
Boatman et al. 2004; Morris et al. 2005)。これは特に、高毒
(Tingle et al. 2000, 2003)。ネオニコチノイド系殺虫剤同様、
性の殺虫剤の使用が制限され、直接的影響の出る頻度が低
フィプロニルも無脊椎動物より脊椎動物の受容体への親
減された管轄区域で問題となった(Mineau et al. 1999)。 和性は低い(Grant et al. 1998)。これら殺虫剤の脊椎動物へ
過去20年にわたる新種の殺虫剤ネオニコチノイドの成
の毒性は、無脊椎動物に対するより低い。とはいえ脊椎動
長は、世界市場の5大主要化学殺虫剤の中で最重要かつ最
物に毒性影響を与えるという証拠が、標的・非標的無脊椎
大のものである(Jeschke and Nauen 2008; Jeschke et al. 動物に影響を与えるよりはるかに高い濃度においてでは
2011; Tomizawa and Casida 2011; Casida and Durkin あるものの、十分に認められている(例 Tingle et al. 2000, 2013)。植物保護のために使用した場合、ネオニコチノイ
2003; Cox 2001; SERA 2005; DeCant and Barrett 2010; ドは種子または土壌への施用後、生長中の植物体内全体に
Mineau and Palmer 2013)。 浸透することで効果をおよぼす。ネオニコチノイド系では
ないがフェニルピラゾール(フィプロール)系の別の殺虫剤
フィプロニルもまた同様に作用し、同様の毒性および残留
対象と方法
性を有する(Grant et al. 1998)。そのため、ネオニコチノイ
ド系殺虫剤とフィプロニルは時にまとめて‘浸透性殺虫剤’
と呼ばれるが、例えば有機リン系殺虫剤アセフェートや、
有機ヒ素化合物、メタンアルソン酸ナトリウムなど‘浸透
性’と呼んでもよい古い薬剤もある。ネオニコチノイド系
殺虫剤は、特に種子処理によく用いられる。便利で効果的
な施用法として、種子処理は農業界に広く受け入れられて
いる。そのため浸透性殺虫剤による種子処理は今や世界中
の農作物の多くに用いられている(Garthwaite et al. 2003; Jeschke et al. 2011)。 ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの脊椎動物へ
の影響を評価するため、Web of ScienceおよびGoogle Scholarを用い文献検索を行った。検索語は「製品」と「分
類群」で、「製品」はネオニコチノイド・イミダクロプリ
ド・チアクロプリド・クロチアニジン・チアメトキサム・
アセタミプリド・ニテンピラム・ジノテフラン・フィプロ
ニルのいずれか、「分類群」は脊椎動物*・哺乳類*・鳥類
*・爬虫類*・両生類*・魚類*のいずれかとした。さらに、2、
3の一般的毒性試験に用いられる実験動物種(例えば ラッ
第５章 野生脊椎動物への影響 111 ト)に絞り込んで検索し、見つかった出版物の引用文献を
系殺虫剤に関し照合した情報が少ないため、本総説ではこ
追跡調査した。総説では、ネオニコチノイド系殺虫剤の鳥
れら3製品に集中して取り組む。 類への直接的・間接的毒性に関し最近発表されたMineau and Palmer (2013)による報告を大幅に利用した。この中で、
Mineau とPalmerは、いくつかの企業研究のうち、過去に
野生脊椎動物へのネオニコチノイド系殺虫剤および
フィプロニルの直接的影響
論文発表はされなかったが製品認可手続きの中で記載さ
れたものを検討し記載している。企業研究は、監視官によ
脊椎動物への毒性
って審査され一般の査読付きの雑誌と同等の査読を受け
たと推量されるが、ここでは出版された報告書や一次資料
を重視する。
以下の情報を各研究から抽出した：用いた製品、用量、
および単回施用(急性)か一定期間にわたる施用か(慢性；例、
30日間)；個々の生物への影響、具体的には、生存・生殖・
成長・発達などへの影響、あるいは神経行動・遺伝毒性・
細胞毒性・免疫毒性などの他の亜致死的影響の有無；動物
集団への影響(例、地域個体群)；研究のタイプ、実験室・
野外の分類；直接的毒性研究か、あるいは間接影響の調査
か(例、食物供給の変化をもたらす影響)。個々の研究が2
つ以上の種を扱った事例については、それぞれを別々の種
への影響調査として扱った。
研究の大半は実験室で行われたもので(139/152 = 91%)、
ほとんど(146、96%)が直接的な毒性研究であった。生態毒
性学では一般的なことであるが、野外試験の不足と実験室
での直接的毒性試験への過信によって、野外の実際の状況
下における知見の解釈能力には限界が生じる。野外実験は、
自然環境においてネオニコチノイドが個体群に与える影
響に関しもっとも説得力のある証拠をいくつか提供して
おり(例 Whitehorn et al. 2012)、野外研究における生態学
的複雑性の維持が望ましいとする認識が高まっている
(Suryanarayanan 2013)。 研究事例の多い分類群は哺乳類(58)、鳥類(47)、魚類(32)
で、両生類(12)および爬虫類(3)の研究はそれよりかなり少
ない。各分類群のうち研究事例が多かったのは、哺乳類で
はドブネズミ（ラット、Rattus norvegicus） (39)とハツカ
ネズミ（マウス、Mus musculus） (9)、鳥類では北米規制
当局の承認計画により要求された2つの試験種コリンウズ
ラ(Colinus virginianus) (8)とマガモ(Anas platyrhynchos) (6)、
魚類ではニジマス(Oncorhynchus mykiss) (6)とナイルティ
ラピア(Oreochromis niloticus)(6)だった。
これらの研究で調査したのは、ほとんどがネオニコチノ
イド系殺虫剤の2種、イミダクロプリド(72)とクロチアニジ
ン(19)、およびフィプロニル(47)の影響であり、これら3種
の殺虫剤が全研究の91%を占める。他のネオニコチノイド
陸生脊椎動物への殺虫剤の標準的毒性試験は、急性試験
(<96 h)によるものである。試験生物には経管栄養(栄養チ
ューブによる)あるいはさまざまな濃度の食餌を介して製
品を投与し、試験対象の半数の死が認められた殺虫剤の推
定用量を記録し、体重に対する割合すなわち半数致死用量
（LD50、体重１kg当たり殺虫剤mg）として表す。 水生生物に対する毒性は、通常、半数致死濃度 (LC50)ある
いは試験生物に有毒な水中濃度(例 mg/L)として表す。脊
椎動物に関して数々のLD50 および LC50 試験が行われて
おり、イミダクロプリド、クロチアニジン、およびフィプ
ロニルに関するものを表１に示す。見ての通り、これら製
品の相対毒性は製品間でも種間でも様々に異なる。
米国環境保護庁(US EPA)はLD50 および LC50の評価に
基づいて生態毒性分類法を開発した(US EPA 2012)。US EPAは特定の種に対するある製品の急性毒性を、致死用量
域に基づき、事実上無毒、わずかな毒性、中等度の毒性、
高度の毒性、非常に高度の毒性に分類する。この分類には
亜致死的影響や生殖への影響は含まれない。US EPAの定
義によると、イミダクロプリドは、評価した非常に限定的
な範囲の種の中で、鳥類[中でもイエスズメ(Passer domesticus)やカナリア(Serinus canaria)などの特に小型の
種]に対し‘中等度’から‘高度’の毒性を示し、ヨーロッパヤ
マウズラ(Perdix perdix)に対しては‘非常に高度’にほぼ等
しい毒性を示した。ラットやマウスに対しては‘中等度の
毒性’を示すが、魚類(ニジマス、特に稚魚を除く)および両
生類には‘事実上無毒’であった。クロチアニジンの毒性の
幅は、鳥類および哺乳類に対する ‘中等度’から‘事実上無
毒’まで、魚類では‘わずかな毒性’から‘事実上無毒’までさ
まざまであった。対照的にフィプロニルは、試験した全魚
種に対して‘高度’の、または‘非常に高度’の毒性[例 ブルー
ギル(Lepomis macrochirus)]のいずれかを示した。さらにフ
ィプロニルは試験した3種の狩猟鳥類[アカアシイワシャ
コ(Alectoris rufa)、コウライキジ(Phasianus colchicus)、コリ
ンウズラ]には‘高度の毒性’を、マウスおよびラットには‘中
等度の毒性’を示した。
112 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:103–118
ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
表1 イミダクロプリド、クロチアニジン、フィプロニルの単回(急性)投与のLD50 (哺乳類、鳥類、爬虫類、mg/kg)お
よびLC50 (魚、両生類、mg/L) 分類群 種 イミダクロプリド クロチアニジ
フィプロニル
ラット、Rattus norvegicus
425-­‐‑475 (MT) 5,000 (PNT) i 97 (MT) l マウス、Mus musculus
131-­‐‑300 (MT) a >389(MT) I 95 (MT) m マガモ、Anas platyrhynchos
283 (MT) b >752 (ST) j
2,150 (PNT) l ン
哺乳類
鳥類
a
31 (HT) l
コウライキジ、Phasianus colchicus
ヨーロッパヤマウズラ、Perdix perdix
13.9 (HT) c
34 (HT) l
アカアシイワシャコ、Alectoris rufa
コリンウズラ、Colinus virginianus
152 (MT) a
>2,000 (PNT) k ウズラ、Coturnix japonica
31 (HT) a
423 (MT) k
カワラバト、Columba livia
25-­‐‑50 (HT) a
イエスズメ、Passer domesticus
41 (HT) a
>2000 (PNT) l
1,120 (ST) l ヒメドリ、Spizella pusilla
カナリア、Serinus canaria
魚類
11.3 (HT) l
25-­‐‑50 (HT) a
キンカチョウ、Taeniopygia guttata
310 (MT) n
ブルーギル、Lepomis macrochirus 0.083 (VHT) l
コイ、Cyprinus carpio
>83-­‐‑211 (ST-­‐‑PNT) a ティラピア、Oreochromis niloticus
1.2 (MT) d
ニジマス、Oncorhynchus mykiss
161 (PNT) a ニジマス（稚魚）
1.2 (MT) d
Sheepshead minnow 、Cyprinodon
161 (PNT) a >105 (PNT) i
0.246 (HT) l
>93.6 (ST) i 0.13 (HT) l
>93.6 (ST) i 0.13 (HT) l
30 (HT) o
variegatus 両生類
ゼブラフィッシュ、Danio rerio
241 (PNT) e
トノサマガエル、Rana nigromaculata
129-­‐‑219 (PNT) a,f
ヌマガエル、Rana limnocharis
82-­‐‑366 (ST-­‐‑PNT) a,f,,g Western chorus frog,
爬虫類 Pseudacris triseriata
194 (PNT) h
アメリカヒキガエル、Bufo americanus
234 (PNT) h
Fringe-toed lizard, Acanthodactylus dumerili
毒性の分類は US EPA (2012)に従う：PNT 実際上無毒である ST 毒性が弱い MT 毒性が中等度である HT 毒性が非
常に強い VHT 毒性がきわめて強い. 鳥類、哺乳類、爬虫類：PNT >2,000, MT 51-­‐‑500, HT 10-­‐‑50, VHT <10. 水生動物、
魚類、両生類：PNT >100, ST >10-­‐‑100, MT >1-­‐‑10, HT 0.1-­‐‑1, VHT <0.1. LD50 の単位の kg は、計量した動物の体重である。
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現在のリスク評価の重大な欠点の1つは、表1で明らかな
殺虫剤への感受性に関する種間の相違の過小評価である。
無数の野生曝露種の感受性の真の相違を導き出すには、通
常の試験種の数は余りにも少ない。MineauとPalmer 第５章 野生脊椎動物への影響 113 (2013)はネオニコチノイドに関してこのことを十分に考
イエスズメは協調運動障害となり飛べなくなる可能性が
察し、種の感受性分布および予測‘危険用量’(HD5—感受性
あり、ウズラとアカアシイワシャコではそれぞれDNA切
分布の裾5%の種のLD50の値)から得た閾値の改良案を提案
断と免疫反応低下が報告された。同様に、魚の研究では、
した。 胚および幼生に遺伝子転写の異変、赤血球損傷、生殖腺組
織の崩壊、泳力障害、脊索の、および自発運動障害が報告
脊椎動物の成長、発達、生殖への影響
された。ある事例では、実験用水田のメダカ(Oryzias latipes)が市販品使用基準の1.5倍のイミダクロプリドに曝
イミダクロプリド、クロチアニジン、およびフィプロニル
露後、生理的ストレス(高血糖に至る嫌気性代謝の上昇を
による中毒は、必ずしも脊椎動物の成体に死をもたらすと
特徴とする)を受け、原生動物の外部寄生虫である鞭毛虫
は限らないが、個々の脊椎動物の成長、発達、および生殖
の一種Cychlochaeta (Trichodina) domergueiに寄生されやす
能を低減させる可能性がある(表2)。生殖への影響は哺乳類
くなった(Sánchez-­‐‑Bayo and Goka 2005)。大多数の研究は
に様々な形で出現しているが、特に精子数の低減、妊娠率
ネオニコチノイドまたはフィプロニル曝露による有害影
低下、胚死亡率上昇、死産および早産などの受精・受胎の
響を報告しているが、概して効果をおよぼす量は実際の野
過程への悪影響、ならびに出生仔の体重減少として現れる。
外曝露で起きうる量よりはるかに多い。 鳥類では、精巣の異常と受精成功数低減、卵殻厚と胚サイ
これらの亜致死的影響の多くは、おそらく、より微妙で
ズの低減、孵化成功と雛生存率の低下、および雛鳥発育異
とらえにくい影響 (表2)として、致死的影響(表1)よりはる
常がすべて報告されている。体重減少や体重増加異常が、
かに低い濃度で発生する。すなわちイミダクロプリドとク
時に摂餌の低下や中断に伴い、調査したすべての分類群で
ロチアニジンはそれぞれ425～475および5,000 mg/kgの単
発生した。 回経口投与でラットを死に至らしめるが、低用量の0.21～
確認できた研究の多くは、殺虫剤の登録のためになされ
100および 18～66 mg/kg/日の毎日投与では、一貫して一
たものである。鳥類ではコリンウズラやマガモなどの標準
連の亜致死的影響を引き起こした。たとえばイミダクロプ
的試験種で生殖試験が頻繁に行われている。これは、一定
リドとクロチアニジンをそれぞれ10～19 または 31 濃度の殺虫剤を試験動物に与え卵を回収して人工的に孵
mg/kg/日を毎日投与すると、若年ラットに低成長を引き
化させるという、自然現象の一部を省略した試験である。
起こし、クロチアニジンの場合は死産の回数が増加した。
したがって投与した鳥の抱卵、孵化あるいは雛鳥の養育能
イミダクロプリド0.21 および2.0 mg/kg/日という低用量
力を評価する項目は含まれていない。この試験は、生命の
でも、それぞれに免疫毒性作用および精子産生の低減が認
一段階の慢性毒性と真の生殖への影響を一緒に試験して
められた。同様に、イミダクロプリド41 mg/kgの単回投与
おり、解析と批評の対象となっている(Mineau et al. 1994, がイエスズメを死に至らしめたが、かなり低い用量(6 1996; Mineau 2005)。試験期間が比較的長く、時に交尾し
mg/kg)で協調運動障害が誘発され、飛翔不能に陥った。
ないつがいもみられるため、見かけ上の分散が生じ、限定
イミダクロプリドはウズラに対しLD50 が 31 mg/kgと毒
的なサンプルサイズで生殖障害の検出力低下を招いた。一
性が高いが、毎日1 mg/kg/日のみでも長期投与すると、雄
方、鳥は汚染食のみを提供され、他の選択肢がなかったた
で精巣異常、DNA損傷が生じ、これらの雄と対照の雌と
め、野生における実際の曝露に対し過大見積もりが考えら
の交尾により胚の大きさが低減した。トノサマガエルでは、
れる。しかしこれが、野性鳥類で急性でなく危険有害性を
イミダクロプリドのLC50 は129～219 mg/Lだが、はるかに
モデル化した入手できる唯一の試験である。 低い濃度0.05 mg/LでもDNA損傷が生じる。魚類に対する
フィプロニルの毒性の高さを考えると、この殺虫剤が脊椎
その他の脊椎動物への亜致死的影響
動物に影響を与えるとされた最低記録濃度が0.0002 mg/L (0.2 µμg/L)、ナマズ目ヘプタプテルス科の一種(Rhamdia 生存、成長、および発達の他に、脊椎動物に対するこれら
quelen)への赤血球損傷であったことは驚くにあたらない。
の殺虫剤の一連の影響が記録されている(表2)。哺乳類、主
このような生体内への影響を各個体および個体群レベル
にラットとマウスでは、遺伝毒性と細胞毒性作用、出生仔
の適応度へ外挿するのは困難であるが、直接的毒性の裏付
の神経行動障害(子宮内曝露も含む)、甲状腺の病変、網膜
けとなるメカニズムを洞察することはできる。 萎縮、運動量低下、並びに不安と恐怖の増大が含まれる。 色々な系の殺虫剤で、致死用量の1/10を下回る用量で亜 影響
生殖
成長発達
遺伝子
細胞毒性
神経行動
分類群と種
哺乳類
ラット, Rattus norvegicus
ラット, Rattus norvegicus
ラット, Rattus norvegicus
ラット, Rattus norvegicus
ラット, Rattus norvegicus
24 mg/kg/dayb(NE)
300 mg/kga
337 mg/kga
>2mMb18–66 mg/kg/dayc
31.2 mg/kg/daye
32 mg/kgf
10,17,25,100 mg/kg/daya,b,c,d
<400 mg/kga
0.21,1,20,45 mg/kg/dayb,c,d,e
24, 31.2–36.8 mg/kg/dayd,e
クロチアニジン
2, 19, 90 mg/kg/daya,b,c
イミダクロプリド
表2 イミダクロプリド、クロチアニジン、フィプロニルの脊椎動物への直接影響に関するその他の研究 <30,140-280dermal
mg/kgd,e
20 mg/kg/dayg
280 mg/kgf
26–28 mg/kg/dayg
フィプロニル
Balら. 2012; 精子産生減少.
Cox 2001; 仔の体重減少.
c
Gawadeら. 2013; 流産,軟部組織異常,骨格変化.
d
Balら. 2013; 精子の濃度,運動性,形態に変化はなかっ
たが、精巣上体と精囊の重量が減少.
e
DeCant and Barrett 2010; 不妊と性成熟遅延.
f
Ohiら. 2004; 妊娠のレベルの低下.
g
Tingleら. 2003;妊孕性の低下と仔の大きさの減少など
の影響がみられた.
a
Cox 2001; 体重増加の低下.
b
Cox 2001; 甲状腺病変.
c
Bhardwajら. 2010; 体重と運動能力の低下.
d
Cox 2001; 網膜萎縮.
e
DeCant and Barrett 2010; 仔の体重増加の低下.
f
Balら. 2012; 体重低下と生殖器への影響.
g
Tingleら. 2003; 食欲低下と体重増加の低下.
a
Demsiaら. 2007; 試験管レベルでラット赤血球の小核
形成の有意な増加.
b
Balら. 2013; 精子のDNA断片化に影響なし.
a
Nelloreら. 2010; アセチルコリン関連酵素の抑制
b
Mohanyら. 2011; 酸化ストレスと肝毒性,すなわち肝
臓の中心静脈と静脈洞の高度のうっ滞.
c
Duzguner and Erdogan 2012; 抗酸化システムの変化に
よる酸化ストレスと炎症.
d
Kapoorら. 2010; 酸化ストレス.
e
Toorら. 2013;肝毒性−肝臓の肝細胞の間の中心静脈と
静脈洞の拡張.
a
Abou-Donia 2008; 胎内曝露による仔の神経行動異常.
b
de Oliveiraら. 2010;ドーパミン分泌の増加.
c
Tanaka 2012; adverse 仔の神経行動影響.
d
Martins 2009; 体動の低下.
b
de Oliveiraら. 2010; ドーパミン分泌増加.
c
Tanaka 2012; 仔の神経行動への悪影響.
d
Martins 2009; 体動の低下.
e
Tercariol and Godinho 2011; 情動,不安の増加
b
a
出典と影響の詳細
114 遺伝子毒性
神経行動
免疫毒性
1 mg/kg/day
6 mg/kg
1 mg/kg/day
24 mg/kg/daya
>52 mg/kg/day
31.9 mg/kg/day
生殖
>35 mg/kg/day (NE)
1 mg/kg/day (NE)
>25 mg/kg/dayb
18–66 mg/kg/day (NE)
18–66 mg/kg/day (NE)b
クロチアニジン
31.9-53.4 mg/kg/day
53.4 mg/kg/day
16 mg/kg/day
72 mg/kg/daya
5 mM (NE)
10 mg/kg/day
5 mMa
0.21, 90 mg/kg/daya,b
イミダクロプリド
神経発達
生存
ウズラ Coturnix japonica
イエスズメ, Passer domesticus
生殖
成長発達
鳥類
カモ, Anas platyrhynchos
ニワトリ, Gallus gallus domesticus
生殖
成長発達
細胞毒性
ヒツジ, Ovis aries
ウシ, Bos primigenius
ウズラ, Coturnix japonica
生殖
ラビット Sylvilagus sp.
成長発達
成長発達
遺伝子
免疫毒性
マウス, Mus musculus
マウス, Mus musculus
コリンウズラ,Colinus virginianus
生殖
マウス, Mus musculus
生殖
免疫毒性
ラット, Rattus norvegicus
ニワトリ, Gallus gallus domesticus
アカアシイワシャコ, Alectoris
rufa
アカアシイワシャコ, Alectoris
rufa
アカアシイワシャコ, Alectoris
rufa
コリンウズラ, Colinus virginianus
影響
分類群と種
表 2 (続き)
11 mg/kgb
37.5 mg/kg
37.5 mg/kg
0.5 mg/kg/day(NE)
フィプロニル
Mineau and Palmer(2013)*の図による; 様々な生殖影
響
a
Mineau and Palmer(2013)*の図による; 様々な体重へ
の影響
b
Kitulagodageら. 2011a; 摂食の停止と体重減少
Tokumotoら. 2013; 精巣奇形; 雄が非曝露雌とつがっ
た際の胎仔の体長低下.
Tokumotoら. 2013; 雄のDNAの破損の増加.
Cox 2001; 協調運動不能,飛行不能
Lopez-Antia ら. 2013; 免疫反応低下
MineauとPalmer (2013)*の図による; 様々な生殖影響.
Kitulagodageら. 2011b; 摂食と体の大きさの低下,雛の
発達異常
Kitulagodageら. 2011b; 雛の行動異常
Lopez-Antiaら. 2013; 低用量で雛の生存率低下、高用
量で成鳥の生存率低下
Lopez-Antiaら. 2013; 受精率と雛の生存率の低下
Mohanyら. 2011; 白血球数,免疫グロブリン,貪食作用
の有意な低下.
b
Gawade ら. 2013; 免疫機能低下
a
Guら. 2013; 精子の運動性には影響はないが,受精過
程と受精卵に悪影響.
b
Tanaka 2012; 仔の数と体重に影響なし.
Tanaka 2012; 仔の数と体重に影響なし.
Gu ら. 2013; DNA の一貫性に影響無し.
Badgujarら. 2013; 細胞免疫反応の低下と脾臓,肝臓の
顕著な病理組織学的変化.
a
Cox 2001; 流産の頻度上昇.
b
DeCant and Barrett 2010; 早産の増加.
Leghait ら. 2010; 甲状腺機能に影響なし。
Kaurら. 2006; 血漿生化学に軽度の影響がみられる
も、他には変化なし.
a
出典と影響の詳細
115 0.05 mg/L
Fengら. 2004; 非常に低濃度でDNAの損傷.
急性毒性試験は表１の通り。用量は急性または慢性投与で、後者は/日で示す。投与した量における有害事象をすべて記し、なかった場合は NE とした。REC は、野外実験で、農薬メ−カーの
推奨回数で施用された殺虫剤の毒性を示す；その他はすべて実験室での直接投与である。’dermal’=経皮投与。用量に関する情報が得られる研究は*を付した。影響を生じる最小摂取量は、コリ
ンウズラおよびカモでそれぞれ、エサの実験室内１日平均摂取量を 21g、67g、平均体重を 210 g、100g として計算した。
遺伝子毒性
Ghisi ら. 2011; 赤血球の障害
0.0002 mg/L
細胞毒性
シルバーキャットフィッシュ,
Rhamdia quelen
シルバーキャットフィッシュ,
Rhamdia quelen
両生類
Black-spotted pond frog, Rana
nigromaculata
0.03–0.24 mg/L(1.5*REC)
0.0002 mg/L (NE)
免疫毒性
メダカ, Oryzias latipes
0.134, <1.34 mg/La,b
遺伝子毒性
成長発達
Beggelら. 2010; うまく泳げない; 活性成分そのもの
より製品の方が毒性が高い.
a
Lauan and Ocampo 2013; 精巣組織の広範な崩壊.
b
Ocampo and Sagun 2007; 性腺の変化
Sanchez-Bayo and Goka 2005; 実験初期の高濃度が,稚
魚のストレスによる外寄生者の侵入を引き起こす.
Ghisi ら. 2011; 遺伝子毒性なし.
0.14 mg/L
神経行動
20 mg/L
Clasenら. 2012; 成長,生存に影響はないが、生化学的
変化がみられる.
Tisler ら. 2009; 胚への影響は見られない.
Kitulagodage et al. 2011b; 孵化成功の減少
出典と影響の詳細
Beggel ら. 2012; 遺伝子転写の変化.
成長発達
神経行動
成長発達
ゼブラフィッシュ, Danio rerio
ゼブラフィッシュ, Danio rerio
ファットヘッドミノー,
Pimephales promelas
ファットヘッドミノー,
Pimephales promelas
ファットヘッドミノー,
Pimephales promelas
ティラピア,Oreochromis niloticus
320 mg/L (NE)
REC (NE)
>1 mg/kg
フィプロニル
0.03 mg/L
生殖
ゼブラフィッシュ, Danio rerio
クロチアニジン
遺伝子毒性
成長発達
魚類
コイ, Cyprinus carpio
イミダクロプリド
Stehr ら. 2006;脊索変性.
Stehrら. 2006; 胚および幼生の運動低下.
DeCant and Barrett 2010; 体重,体長の低下.
生殖
キンカチョウ, Taeniopygia guttata
0.33 mg/L
0.33 mg/L
影響
分類群と種
表 2 (続き) 116 第５章 野生脊椎動物への影響 117 致死的影響をもたらすことはまれである(Callahan and 魚の生存への危険性はこちらの方が明白である。例えば赤
Mineau 2008)。しかしイミダクロプリドの場合、致死用量
血球損傷や遺伝子転写の異変など、生体内への影響も明ら
の何十分の一かで激しい衰弱(例、運動失調)が観察された。
かである(表2)。 入手できる実験室データを検討すると、さらに低い用量
(1/1,000)でも検出できる影響があることが示唆される。こ
れら殺虫剤のこのような明らかな特徴は、脊椎動物に関す
る毒性学上の懸念材料であり、野外の実際の曝露状況下で
野生種が影響を受ける確率を増加させる。 陸生脊椎動物への危険性 陸生脊椎動物への曝露の危険性の究明は、処理種子の摂取、
作物や土壌における残渣、水の摂取、近くの植生や無脊椎
動物、直接的スプレーの飛沫や処理表面への接触による皮
膚曝露、吸入、毛づくろい・羽づくろいなどいくつかの曝
脊椎動物は自然環境中で危険にさらされているのか？
露経路があることから、水生種の場合より複雑である。陸
生の分類群が曝露する可能性のある濃度は、生息環境の要
水生脊椎動物への危険性 件や汚染区画と非汚染区画間の移動によって、これら異な
る経路内または経路間で著しく異なる。 水生環境におけるイミダクロプリド、クロチアニジン、お
よびフィプロニルの様々な環境濃度の測定値または推定
値が入手可能である。イミダクロプリドでは、0～0.22 µμg/L (Lamers et al. 2011); 平均値および最高値はそれぞれ 0.016 および0.27 µμg/L (Main et al. 2014); 0.13～0.14 µμg/L (Stoughton et al. 2008); 0～3.3 µμg/L(Starner and Goh 2012); 1～14 µμg/L (Jemec et al. 2007); <15 µμg/L (Kreuger et al. 2010); 17～36 µμg/L (Fossen 2006); ～49 µμg/L (Hayasaka et al. 2012) などである。水生環境ではイミダク
ロプリドの高濃度の報告はまれだった。オランダのある研
究では、1,465の測定値の98％は0～8.1 µμg/Lで、残り2％は
～320 µμg/Lであった(Van Dijk et al. 2013)。同様に、実験用
水田での研究で、施用直後のイミダクロプリドの濃度は
240 µμg/Lであったが、1週間以内に 5µμg/Lにまで低下した
(Sánchez-­‐‑Bayo and Goka 2005)。クロチアニジンでは、
DeCant and Barrett (2010)が2種の作物周辺の静水で、濃度
0.5～3.0 µμg/Lと推定、一方Main らの測定値は(2014)、キ
ャノーラ畑の傍らの水塊で平均および最高濃度がそれぞ
れ0.14 および 3.1 µμg/Lであった。水生環境でのフィプロ
ニルの測定値は、0.17 µμg/L (Stark and Vargas 2005)；範囲
0.004～6.4、中央値 0.23 µμg/L (Mize et al. 2008)；1 µμg/L (Hayasaka et al. 2012)；および0.15～5 µμg/L (Wirth et al. 2004)と報告されている。 魚類および両生類に対するイミダクロプリドLC50の測
定値(表1)は1,200～366,000 µμg/L、クロチアニジンでは
94,000～117,000 µμg/L (魚類のみ)である。このように、も
っとも極端な場合を除いて、環境濃度は魚類および両生類
に対するLC50より2～7桁低く、これらの分類群の死亡率が
2つの殺虫剤への通常の曝露による直接的影響とは考えに
くい。しかし、生理的ストレスやDNA損傷などの亜致死
的影響の可能性も無視できない(表2)。フィプロニルに関し
ては、環境濃度の最高値が特にブルーギルやナイルティラ
ピアの場合のようにLC50 と同じ桁のものもある(表1)ため、
処理種子は最高濃度のネオニコチノイド系殺虫剤を含
有しており、キャノーラ(ナタネ)、ビート、トウモロコシ
の種子1粒がそれぞれ0.17、 0.9、1 mgの活性成分を含有
すると計算されている(Goulson 2013)。処理量は作物によ
って大幅に異なり、クロチアニジンで処理するキャノーラ
種子の場合、推奨処理量は4.0 g a.i./kg種子だが、トウモロ
コシの場合はほぼ2倍の7.5 g a.i./kg種子である。このよう
に高濃度であることと多くの種子食の種は作物の種子も
食べることから、陸生動物にとって最も考えられる曝露経
路は恐らく処理種子の摂取であろう。 作物や周囲の土壌への残留量はより低いと考えられる
が、処理種子を食糧としたり土壌を摂取したりする野生生
物にとっては危険有害性となる。たとえばBonmatinら
(2005)は、種子処理したトウモロコシ株に残留濃度2.1～6.6 µμg/Lのイミダクロプリドを検出した。種子処理したテンサ
イの葉には、1.0～12.4 mg/kgというかなり高濃度のイミダ
クロプリドを検出した(Rouchaud et al. 1994)。地上に生息
する種もまた土壌を介して曝露する。Anon (Goulson 2013
に引用)は、冬小麦の種子処理に数年間反復適用後の土壌
中に、濃度18～60 µμg/kgのイミダクロプリドを検出した。
Donnarummaら(2011)は、トウモロコシにコーティングし
た種子をまいた30日後、土壌中に濃度652 µμg/kgのイミダ
クロプリドを検出したが、収穫時には11 µμg/kgに低下して
いた。Cowlesら(2006)は、希釈殺虫剤を直接植物の根元に
適用する土壌灌注後、濃度120～220 µμg/kgのイミダクロプ
リドをカナダツガ(Tsuga canadensis)の組織に検出した。
CutlerとScott-­‐‑Dupree (2007)は、種子処理したキャノーラ
の株に残留濃度0.5～2.6 µμg/kgのクロチアニジンを検出し
た。一方、Krupkeら(2012)は、種子処理したトウモロコシ
畑周辺の自然の植生に、残留濃度1～9 µμg/kgのクロチアニ
ジンを検出した。Krupke ら(2012)は、さらにトウモロコ
シの処理種子をまいた畑の土壌で、濃度6.3 µμg/kgのクロチ
アニジンを検出した。 118 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:103–118 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30） US EPAは、哺乳動物および鳥類が処理種子のみを摂食
1/4個未満でイエスズメに亜致死的影響を与える可能性が
すると仮定し、クロチアニジンの推定1日摂取量のモデル
ある(表2; Cox 2001)。de Leeuwら (1995)は、種まき後の
を作成した(DeCant and Barrett 2010)。この危険有害性の
土壌表面に残るビート種子は0.17 %にすぎないとしたが、
モデル化によって、少なくともアブラナやワタの種子に使
ヘクタール当たり種子13万個という最高の条播き率
用されると、クロチアニジンは小型鳥類や哺乳類の生存率
(Anon 2012)では、両種にとって十分に日々の採餌活動の
を低下させる可能性があることが分かる(DeCant and 範囲内であるそれぞれ約270および70 m2の区域で、土壌表
Barrett 2010)。 面には6および1.5個の種子が存在すると考えられる。たま
同様の手法が処理種子の摂取以外の曝露経路に関して
たま種子がこぼれた区域では、さらに高密度で認められる
も開発された(例、SERA 2005; US EPA 2012)。例えば、イ
可能性がある。個々のヤマウズラやイエスズメのすべてが
ミダクロプリドの危険有害性モデルでは、植物、草、さら
処理種子を摂取しないかもしれないが(明るい色彩の被覆
には昆虫も食べる鳥類や哺乳動物への危険有害性が示唆
が新手の食料源ではないかと鳥を抑止するため)、これら
されている。特に、葉面散布が感受性の強い種類の鳥にか
の計算からイミダクロプリド処理種子が感受性の強い鳥
なりの死亡率をもたらすと予測した(SERA 2005)。US EPA
種に影響を与える潜在的な危険有害性があることが示唆
は、2008年のイミダクロプリドに関する再評価で、芝生処
され、DeCant and Barrett(2010)、 Mineau and Palmer 理後に地表に現れたコガネムシの幼虫によって、コマツグ
(2013)、および Goulson (2013)の出した結論と一致する。
ミ(Turdus migratorius)の若鳥が害を受けたとみられる事
最近ネオニコチノイド処理作物の種まきした畑で採餌活
象を報告した。 動するクロウタドリとスズメの事例的観察から、計算され
ネオニコチノイド処理種子摂取後の鳥類の中毒の危険
た危険有害性がさらに妥当であることが示唆された
有害性に関するさらに詳細な評価が、Mineau and Palmer (C.Morrissey 私信)。 (2013)により行われた。彼らの分析によると、トウモロコ
シ、油料種子類、または穀類に施用されたイミダクロプリ
ドによる急性中毒の危険性は比較的高く、鳥は数個の処理
野生脊椎動物への農薬の間接影響
種子を摂取しただけで害を受けうる。クロチアニジンはト
ウモロコシで急性中毒の危険性が最も高く、油性種子類や
生態学的リスク評価ではめったに考慮されないが、農薬
穀類では薬剤の処理量が少ないため、鳥はより多量に摂取
（訳注：農業用の殺虫剤、殺菌剤、除草剤、殺鼠剤の総称）
しなければ中毒にならない。原則としてこの危険性は、例
の使用が脊椎動物に及ぼす影響が懸念されるうえ、最近で
えば地表面下に種子を埋めることで軽減できるが、こぼれ
は多岐にわたる間接影響の可能性に注目が集まっている
るため100％の効果を得るのはむずかしい(de Leeuw et al. (Sotherton and Holland 2002; Boatman et al. 2004)。農地や草
1995; Pascual et al. 1999)。鳥類による処理種子の摂取忌避
地でみられる鳥類の減少および生息範囲の縮小という観
の有無(Avery et al. 1998)、または種子の外皮廃棄による毒
察結果は、農薬使用を含む農業の集約化とよく相関してい
性物質除去の程度(Avery et al. 1997)が論議された。しかし、
る(Chamberlain et al. 2000; Morris et al. 2005; Ghilain and
イミダクロプリド処理種子による鳥類の中毒事象は実証
Bélisle 2008; Robillard et al. 2013; Mineau and Whiteside
されており(Berny et al. 1999)、計算上の危険性が現実的な
2013)。Tennekes (2010)とMasonら(2012)は最近、裏付けと
ものであることが示唆された。 なる証拠は少ないものの、ネオニコチノイド系殺虫剤がヨ
ネオニコチノイド処理種子の摂取による鳥類への潜在
ーロッパの食虫性鳥類、および世界中の魚類・両生類・コ
的な危険有害性に関しては、イミダクロプリド処理し、
ウモリ・鳥類の減少の一因をなしている可能性をそれぞれ
個々がイミダクロプリド0.9 mgを含有するビート種子を
示唆した。Tennekes (2010)は、ネオニコチノイドが鳥の餌
まいた直後の畑で採餌する種子食の種、ヨーロッパヤマウ
となる昆虫の個体数を減少させることで、鳥類の個体群に
ズラ(Perdix perdix) (体重～390 g)およびイエスズメ(体重
間接的に影響を及ぼしているとの仮説を立てた。Mason
～34 g) (http://blx1.bto.org/birdfacts/results/bob3670.htm)
ら(2012)は、ネオニコチノイドが脊椎動物(および無脊椎動
の相対危険有害性を計算した次例によって解説できる
物)の免疫系を抑制し、感染症および他のストレス要因に
(Anon 2012)。イミダクロプリドは両種に対し毒性が高く、
対する抵抗力を弱めることを示唆した。 LD50はヤマウズラで13.9 mg/kg体重、イエスズメで41 脊椎動物への農薬の間接影響は、(1)除草剤施用後の種子
mg/kgである(表1)。結果的に、それぞれ6および1.5個の種
食者の餌となる植物種子の減少、(2)除草剤施用による昆虫
子の摂取で、採餌活動する個々のヨーロッパヤマウズラお
の宿主植物減少、および関連のある昆虫や昆虫食者への二
よびイエスズメを死に至らしめる確率が50％となる。6 次的影響(例 Potts 1986)、あるいは(3)殺虫剤または殺虫性
mg/kgで飛翔能力を低下させるのに十分なことから、種子
殺菌剤施用後の昆虫食者の餌となる節足動物の減少(例、
第５章 野生脊椎動物への影響 119 表3 脊椎動物へのイミダクロプリドとフィプロニルの影響 分類群と種 影響 イミダクロプリド フィプロニル 出典と影響の詳細 哺乳類 ヒメハリテンレック,
Echinops telfairi 個体数 REC ケープアレゲジリス,
Xerus inauris 生殖 0.7 mg/kg; REC
(POS) 鳥類 3新熱帯区の食虫渡り
鳥 個体数 REC (NE) REC (NE) 38 種、うち33種は食虫 個体数 魚類 メダカ, Oryzias latipes 成長発達 0.001 mg/L;REC 0.001–0.05 mg/L;
REC Peveling et al. 2003; 餌のシロアリ
harvester termiteが激減したことが、
テンレックの減少をもたらしたの
かもしれない。
Hillegass et al. 2010; （フィプロニル
による）外寄生者の除去および内寄
生者の除去により繁殖が成功しや
すくなった; フィプロニルのみの影
響とは断定できない。 Falcone and DeWald 2010; 散布によ
り餌の鱗翅目は減少したが、ノドグ
ロミドリアメリカムシクイ
(Dendroica virens), ノドグロルリア
メリカムシクイ(D. caerulescens), モ
ズモドキ (Vireo solitarius)の個体数
は減少しなかった。
Norelius and Lockwood 1999; バッタ
類は著明に減少したが, 鳥の密度は
減っていない; 34 の鳥類を調べ、も
っとも多いのはハマヒバリ
Eremophila alpestris, ニシマキバド
リ Sturnella neglecta, ヒバリヒメド
リ Chondestes grammacusだった。 Hayasaka et al. 2012;成魚と稚魚の成
長低下
コイ, Cyprinus carpus 成長と生存 REC (NE) Clasen et al. 2012; コイの成長と生存
に影響なし。 爬虫類 マダガスカルイグアナ, 個体数 REC7 Peveling et al. 2003; 餌のシロアリの
Chalarodon
激減によりイグアナの個体数が減
madagascariensis 少した。 REC7 Peveling et al. 2003; 餌のシロアリの
激減によりイグアナの個体数が減
少した。 この他のすべての研究で有害事象が示された。REC 殺虫剤が製造メーカーの推奨回数で施用、NE 投与された量で
は影響なし、POS 投与された量で影響あり。 Martin et al. 2000; Morris et al. 2005; Poulin et al. 2010) の
行われた研究に関するものである(Rands 1985)。その中で、
いずれか1つを介する場合が最も一般的である。 個体群のモデリングにより、ヨーロッパヤマウズラ生息数
間接影響は本来測定困難であり、相関性の推論には限界
の減少は、除草剤によって引き起こされた餌の獲得量の減
があることが多い。Boatmanら(2004)は、農薬と野生脊椎
少と、それに伴って起きた雛鳥の成長と生存率の低下によ
動物に対するその間接作用との間の因果関係を確証的に
って完全に説明できることが示された(Pottsによるレビュ
推論するため、以下の3点の基準を強調した。確証的な研
ー 1986)。しかし、他の研究でもこれら3基準の1つ以上に
究では、(1)食物の質と量、(2)消費者である脊椎動物の繁
関する一貫した影響が明らかにされており、農薬の間接影
殖、状態または生存率、(3)同時期に発生する脊椎動物個体
響が文献での記録以上に広まっていることを示唆してい
数の減少、についての悪影響が述べられていなくてはなら
る。 ない。これらの基準に耐えうる、間接影響を明確に示した
野外実験として唯一の事例研究は、英国での数十年に及ぶ
食物減少による消費動物への影響を報告した研究
ヨーロッパヤマウズラの十分な反復実験により集中的に
120 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:103–118 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30） 温暖な地域での殺虫剤の使用時期は、無脊椎動物の発生時
者は2製品の作用を区別できないため、フィプロニルの作
期および多くの脊椎動物の繁殖期と直接重なる。食物供給
用の解釈は単純ではない。 (すなわち食物の豊富さと入手しやすさ)は脊椎動物の生息
さらに2件の共に実験用水田における野外研究で、イミ
場所選択、繁殖成功、および生存に対し影響を与えると広
ダクロプリドとフィプロニルのいずれかまたは両方が市
く認められており、特に鳥類では膨大な証拠によって裏付
販品使用基準に従って施用された。一方の研究では、コイ
けられた(Simons and Martin 1990; Johansson and (Cyprinus carpio)の成長または生存に対するフィプロニル
Blomqvist 1996; Brickle et al. 2000; Moller 2001; Hole et al. の影響は認められなかったが(Clasen et al. 2012)、もう一
2002; Nagy and Holmes 2004, 2005; Boatman et al. 2004; 方ではイミダクロプリドとフィプロニルの両方とも、施用
Morris et al. 2005; Britschgi et al. 2006; Hart et al. 2006; するとメダカ(Oryzias latipes)の成魚と稚魚の両方で成長
Zanette et al. 2006; Golawski and Meissner 2008; Selås et 率の低下が認められた(Hayasaka et al. 2012)。Hayasaka
al. 2008; Dunn et al. 2010; Poulin et al. 2010)。ヨーロッパ
ら( 2012)は、これがおそらくはメダカの餌量を減少させる
および北米各地で、農地や湿地を生息地とする鳥の個体数
ことによる間接影響であると結論した。メダカに直接毒性
の劇的かつ広範囲の減少が認められ(Beauchamp et al. 作用を及ぼすには濃度が低すぎた(ほぼ0.001～ 0.05 1996; Donald et al. 2001; Benton et al. 2002; Boatman et al. mg/L)のであろうが、餌となる無脊椎動物の量を減らすに
2004)、節足動物個体数も同様の傾向を示した(Benton et al. は十分高かったと考えられる。 2002)。しかしカナダおよび米国では種の消滅が、農業区
脊椎動物に対するネオニコチノイド系殺虫剤およびフ
域や集約的方法に相関したが、殺虫剤使用により強く相関
ィプロニルの間接影響を調査した個体群レベルの研究は
した(Gibbs et al. 2009; Mineau and Whiteside 2013)。 少ない。本総説で認められたのはわずか3件で、すべて国
殺虫剤の施用が原因とされる無脊椎動物の食糧減少が、
または広い地域単位ではなく、限定的な地域個体群に関し
英国の農地の少なくとも4種のスズメ目の鳥、ハタホオジ
てである(表3)。すべてが野外研究であり、種子処理ではな
ロ(Miliaria calandra)、キアオジ(Emberiza citronella)、マミ
く噴霧または土壌灌注を用い、イミダクロプリドまたはフ
ジロノビタキ(Saxicola rubetra)、およびオオジュリン
ィプロニルのいずれかを市販品使用基準に従って適用し
(Emberiza schoeniclus)の繁殖成功率低下と関連した
た。 (Brickle et al. 2000; Brickle and Peach 2004; Morris et al. Falcone and DeWald(2010)は、外来害虫数減少作戦の一
2005; Hart et al. 2006; Dunn et al. 2010; but see Bradbury 部として、カナダツガ(Tsuga Canadensis)への単回土壌灌注
et al. 2000, 2003)。英国における鳥類の生息数の減少は、無
によるイミダクロプリド施用の影響を調査した。意外にも
脊椎動物の減少と同時に起きているが、無脊椎動物の発生
土壌灌注はツガカサアブラムシ[ドクニンジンを主食とす
量の変化のみではこれらの種の生息数の傾向を完全に説
るアブラムシ(Adelges tsugae)]に影響を与えなかったが、非
明できない。事実これらの種の営巣成功率は生息数減少時
標的種のカメムシ目およびチョウ目の個体数に減少が認
期に上昇していた(Siriwardena et al. 2000)。これに反し、
められた。チョウ目の幼虫は新熱帯区を移動する3種の食
種子摂取生物の生息数減少は、越冬生存率の低下に関連し、
虫性渡り鳥の食餌として重要ではあるが、次年度の鳥の数
種子の入手率低下の結果と考えられた(Siriwardena et al. には影響がなかった。NoreliusとLockwood (1999)は、バ
2000; Butler et al. 2010)。 ッタの発生抑制のため、フィプロニルの噴霧による同様の
研究を行った。バッタの数は著しく減少したが、噴霧1か
ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの間接影
月後、通常バッタを摂食する草原の昆虫食性鳥類の生息数
響
には、有意ではないわずかな減少がみられたのみだった。
両研究における明らかな個体群レベルの影響の欠如は、埋
ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの野生脊椎動
め合わせに鳥が処理地域以外で食物を求めたこととも関
物への間接影響を調査した研究は6件しか確認できなかっ
連すると考えられるが、少なくともNoreliusとLockwood た(表3)。すべてが実験室ベースではなく野外ベースの研究
(1999)の研究に関しては、研究対象の鳥の行動圏(数ヘクタ
であった。これらのうち、1件の研究が有益な間接影響を
ール)が処理地域全体(数百ヘクタール)と比較し小規模だ
認めている。雌のケープアラゲジリス(Xerus inauris)はフ
ったため、そのようなことは考えにくい。別の考え方とし
ィプロニルによる外部寄生虫駆除のお蔭で、4倍も高い繁
て、鳥が周囲の非処理地域から処理区画に移動し、このよ
殖成功率を示した(Hillegass et al. 2010)。数々の研究が、
うな小規模野外研究で個体群レベルの影響が隠されてし
寄生虫による負担の軽減が脊椎動物の繁殖成功率を高め
まった可能性はある。しかしいずれの研究も、成鳥の生存
ることを示している(例 Hudson et al. 1992)。しかし、内
より妥当と考えられる繁殖成功率やひな鳥生存への影響
部寄生虫がイベルメクチンで同時に除去されており、研究
を評価していない。 第５章 野生脊椎動物への影響 121 対照的に、Pevelingら(2003)は、マダガスカルにおける
ミダクロプリドとクロチアニジンの濃度は、死をもたらす
トノサマバッタの大発生抑制のために噴霧したフィプロ
閾値よりかなり下回っているようであるが、亜致死的影響
ニルが、テングシロアリ亜科の一種(Coarctotermes の大規模な研究はなされていない。 clepsydra)の個体群を半減させたことを実証した。結果とし
研究不足と因果関係決定のむずかしさはあるが、現代の
て、シロアリを重要な餌とするトカゲ種の2種、ハユルミ
トカゲ(Chalarodon madagascariensis)とスキンク(Mabuy elegans)の個体数が減少し、一方でヒメハリテンレック
(Echinops telfairi)も影響を受けたと考えられる。今日まで、
これが脊椎動物集団に対し浸透性殺虫剤が及ぼす個体群
浸透性殺虫剤は、脊椎動物そのものより、餌となる無脊椎
動物を死に至らしめるほうにより影響があるため、脊椎動
物にとって間接影響は、直接影響と同等、あるいはそれ以
上に重要であると考えられる。本総説のデータから考える
レベルの影響を論証した唯一の研究であり、その影響は食
と、ネオニコチノイドおよび他の浸透性殺虫剤に関する現
物連鎖を介した間接的な作用である。Tingleら(2003)の報
在のリスク評価方法は、野生脊椎動物への直接および間接
告によれば、マダガスカルでトノサマバッタのためのフィ
影響の双方から関連した危険有害性を考える必要がある。 プロニル噴霧が、2種の鳥マダガスカルハチクイ(Merops superciliosus)およびマダガスカルチョウケンボウ(Falco 謝辞 本稿は、国際浸透性殺虫剤タスクフォース（TFSP）
newtoni)の個体数を減少させた可能性があるが、他の2種マ
のバリ（2010）、バース（2011）、ケンブリッジ（2012）、
ダガスカルヤブヒバリ(Mirafra hova)およびマダガスカル
セッカ(Cisticola cherina)には影響なく、結論付けるにはサ
ンプルサイズが小さすぎ、直接影響と間接影響の区別もで
きなかった。 モンテグロット、パドバ（2012）、ルーヴァン=ラ=ヌーブ
（2013）、レニャーロ、パドバ（2013）での総会での議論
により有益な示唆を得た。TFSP のメンバーによる助言と
実験室内の毒性研究を用いて脊椎動物の個体群への殺
励まし、特にドミニク・ノーム、マルテン・ベイレフェル
虫剤の間接影響をモデル化することはできるが、そのよう
ト・ヴァン・レクスモンド、ヨルン・ファン・デル・スラ
なモデルには大量のデータが必要であるうえ、事例研究は
イス、ノア・シモン・デルソ、ジャン−マルク・ボンマタ
非常に少ない(例 Watkinson ら2000)。浸透性殺虫剤が無
ンに深謝する。また、本稿の初校の査読を快く引き受けて
脊椎動物の個体群に影響を与えることはわかっているが 下さったブリジット・プーリンとバーメット・ラットナー
(例 Whitehorn et al. 2012; Van Dijk et al. 2013)、それにみ
にも深謝する。この仕事は、the Triodos Foundation’s Support
あった脊椎動物への間接影響については、証拠不足や確認
の難しさにより生態毒性学における問題点となっている。
殺虫剤使用による餌の昆虫の減少と、脊椎動物の個体数減
少との因果関係究明は必要不可欠である。これは、ネオニ
コチノイドが大量かつ広範囲に使われている北米やヨー
Fund for Independent Research on Bee Decline and Systemic
Pesticides により資金提供を受けた。この支援基金は、Adessium
Foundation (オランダ), アクト・ビヨンド・トラスト(日本), ユ
トレヒト大学(オランダ), Stichting Triodos Foundation (オラン
ロッパで、特に言えることである。 ダ), Gesellschaft fuer Schmetterlingsschutz (ドイツ), M.A.O.C.
Gravin van Bylandt Stichting (オランダ), Zukunft Stiftung
Landwirtschaft (ドイツ), Study Association Storm (Student
結論
Association Environmental Sciences Utrecht University),
Deutscher Berufs- und Erwerbsimkerbund e. V. (ドイツ),
ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、脊椎動
物に対する明らかな毒性により、直接的に、あるいは食物
供給量の減少などにより間接的に、影響を及ぼす可能性が
ある。急性毒性は、分類群や浸透性殺虫剤の相違によって
著しく変化するが (LD50 および LC50で測定)、死をもたら
す濃度より数桁低い濃度で、一連の亜致死的影響をひき起
こす可能性がある。概して、種子処理による野外曝露に該
当する濃度(鳥類)、あるいは水中濃度(魚類)で、イミダク
ロプリドとクロチアニジンは穀食鳥種にとって危険有害
性をもつと考えられる一方、フィプロニルは感受性の強い
魚種にとって同様の危険有害性をもつと考えられる。しか
し、もっとも極端な例を除き、魚類と両生類が曝露するイ
Gemeinschaft der europäischen Buckfastimker e. V. (ドイツ) と
市民の寄付により賄われた。寄付者は、研究のデザイン、デ
ータ収集、分析、出版の決定、原稿の作成に一切関与しなか
った。利益相反はない。 オープンアクセス 本稿は、原作者および発行元より与
えられた、使用、頒布、複製をあらゆる媒体で許可するク
リエイティブ・コモンズ・ライセンスの名の許に、頒布さ
れるものである。 引用文献
122 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:103–118 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30） Abou-Donia MB, Goldstein LB, Bullman S, Tu T, Khan WA,
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126 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:103–118 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30） 第６章 生態系機能および生態系サービスに対する危険性 127 浸透性殺虫剤の生物多様性と生態系への影響に関する世界的な統合評価書
浸透性殺虫剤の大量使用による生態系機能および
生態系サービスに対する危険性 Madeleine Chagnon・David Kreutzweiser・Edward A.D. Mitchell・
Christy A. Morrisey・Dominique A. Noome・Jeroen P. Van der Sluijs
受付：2014 年 4 月 29 日 採用：2014 年 6 月 1 日 オンライン出版：2014 年 7 月 19 日 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:119–134 DOI 10.1007/s11356-­‐‑014-­‐‑3277-­‐‑x © The Author(s) 2014. This article is published with open access at Springerlink.com
ネオニコチノイド研究会監訳初版：2015 年 4 月 30 日 要約 残留性があり強力な殺虫剤であるネオニコチノイ
系機能やサービス（土壌や淡水の機能、漁業、生物学的害
ド系およびフィプロニルの使用が大規模になるにつれ、多
虫防除、送粉サービスなど）に対して、これらの殺虫剤が
様な生物種と環境によって提供されている生態系機能へ
与える潜在的な影響について、既に得られている情報の概
の危険性が懸念されるようになった。生態系サービスとい
観を示す。ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの生
う概念は、政策決定の場で、生態系がうまく機能すること
態系サービスに対する特定の影響を検討する実証的研究
により、人と生物圏にもたらされるサービスの潜在力、恩
の重点は、おもに有用な昆虫(ミツバチ)への悪影響と食用
恵、利用価値を評価する言葉として、また化学物質の生態
作物の送粉への影響に置かれてきた。しかし、われわれは
系リスク評価の際の評価指標(エンドポイント)として、幅
土壌と水質、有害生物防除、送粉、生態系の復元力、群集
広く利用されている。ネオニコチノイド系殺虫剤は、土壌
の多様性を調節する生体系機能への影響について幅広い
や水からしばしば検出され、また作物の播種時の粉塵粒子
証拠をあげて立証する。とくに、微生物、無脊椎動物、魚
や散布中のエアロゾルとして空気中にも見出される。これ
類は、分解者、送粉者、消費者、捕食者として重要な役割
らの環境媒体は、生物多様性を維持する最も重要な資源で
を担い、健全な群集と生態系の完全性を維持している。本
あるが、ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルに
総説中のいくつかの例は、人間にとって大切な分解、栄養
よって長期あるいは反復汚染されるおそれがある。ここで
循環、土壌呼吸、人間に有用な無脊椎動物個体群に対する
は、陸上生態系および水界生態系によりもたらされる生態
浸透性殺虫剤の悪影響を明示するものである。無脊椎動物、
Responsible editor: Philippe Garrigues
M. Chagnon (*)
Département des sciences biologiques, Université du Québec à
Montréal, Case Postale 8888, Succursale Centre-Ville,
Montréal, Québec H3C 3P8, Canada
e-mail: chagnon.madeleine@uqam.ca
D. Kreutzweiser
Canadian Forest Service, Natural Resources Canada, 1219
Queen St. East, Sault Ste. Marie, Ontario P6A 2E5, Canada
E. A. Mitchell
Laboratory of Soil Biology, University of Neuchâtel,
Rue Emile Argand 11, 2000 Neuchâtel, Switzerland
E. A. Mitchell
Jardin Botanique de Neuchâtel, Chemin du Perthuis-du-Sault
58, 2000 Neuchâtel, Switzerland
C. A. Morrissey
Department of Biology and School of Environment and
Sustainability, University of Saskatchewan, 112 Science
Place, Saskatoon, Saskatchewan S7N 5E2, Canada
D. A. Noome
Task Force on Systemic Pesticides, 46, Pertuis-du-Sault,
2000 Neuchâtel, Switzerland
D. A. Noome
Kasungu National Park, c/o Lifupa Conservation Lodge,
Private Bag 151, Lilongwe, Malawi
J. P. Van der Sluijs
Environmental Sciences, Utrecht University, Heidelberglaan 2,
3584 CS Utrecht, The Netherlands
J. P. Van der Sluijs
Centre for the Study of the Sciences and the Humanities,
University of Bergen, Postboks 7805, N-5020 Bergen, Norway
Environ Sci Pollut Res
DOI 10.1007/s11356-014-3277-x 128 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:119–134 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30） とくに土壌生成過程に重要なミミズ、植物や作物の生産に
生息環境、生態系秩序、人間の福利に貢献するサービスを
重要な野生および飼養された送粉昆虫、水界の栄養循環に
提供する一連の作用から成る(Costanza et al. 1997)。とく
関与する複数の淡水性生物群は、どれもが環境中濃度にお
に MEA（ミレニアム生態系評価）の枠組みにおいて、生
いてネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルまたはそ
態系サービスは、供給(例、食糧、木材、繊維、上水)、調
のどちらかの、致死的および亜致死的影響を受けやすいこ
整(例、気候調整、無毒化、水の浄化、送粉、種子散布、
とが分かった。一方で、多くの微生物や魚類は、通常の曝
有害生物や病気の抑制、植食と有害植物の抑制)、基盤(例、
露状況ではそのように反応しないが、魚類への影響は漁
土壌形成、栄養循環、送粉、土壌の質、食物網の維持、生
業・稲作複合型営農法や食物連鎖を通じた影響など特定の
物遺体や糞の処理、修復)、文化(例、レクリエーション、
領域で重要と考えられる。ここで注目するのは、農業や水
美学的価値、精神的価値)に分類されている。 産養殖生産を取り巻く経済・文化的な関心、さらに食糧安
広範な浸透性ネオニコチノイド系殺虫剤の使用と、土壌
全保障への脅威という意味でこれらの農薬が果たす役割
中および水中への残留性、作物や野生植物に取り込まれる
である。結論として、われわれは、浸透性農薬の使用を制
可能性により、貴重な生態系サービスの供給において重要
限し、人間が根底で依存する数々の生態系サービスを維持
なさまざまな生物種が曝露されることになる。本稿では、
継続することで、持続可能な農業を推進することを推奨す
生態系機能と生態系サービスが、農業環境や都市部での浸
る。 透性ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの使用増
加のより被る危険性を取り上げる。ここでは、陸上土壌生
キーワード 生態系サービス・土壌生態系・ネオニコチノ
態系機能、淡水生態系機能、漁業、有害生物の生物的防除、
イド・送粉者・淡水・水田 送粉などによって供給される生態系サービスに焦点を当
て、加えて、これらの浸透性殺虫剤の脅威を検討する。 はじめに
陸上土壌生態系機能
本特集の他の章は、ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロ
ニルが、現在も大量使用されていること(例、Simon-­‐‑Delso 土壌生態系サービスと生物多様性
et al. 2014,本特集号)、高度の残留性があること、反復して
使用すると土壌中の環境濃度を上昇させうることを示し
ている。それらは、地表水と地下水への流出および浸出能
が高く、地球環境中で頻繁に検出されている(Bonmatin et al. 2014, 本特集号)。これらの殺虫剤が、野外での実際の
環境濃度で、幅広い非標的生物種、それは無脊椎動物(Pisa et al. 2014, 本特集号)ばかりでなく脊椎動物(Gibbons et al. 2014, 本特集号)に対しても、直接間接に影響を与える証拠
が増加している。生態系機能と生態系サービスへの影響を
直接評価する研究は限られているが、ここでわれわれは、
ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルがもたらす可
能性のあるリスクについて、現在得られている知見を検討
する。 生態系サービスという概念は、政策決定の場で、生態系
がうまく機能することにより、人と生物圏にもたらされる
サービスの潜在力、恩恵、利用価値を評価する言葉として、
幅広く用いられている(Spangenberg et al. 2014a, b)。生態
系サービスは、当初は“人が生態系から得る利益”と定義
され、国連環境計画 (UNEP 2003)とミレニアム生態系評
価(Millennium Ecosystem Assessment) (MEA 2003, 2005)
によって一般に広められた。これは、地球の生命維持装置
の機能として欠くことのできないものであると考えられ、
陸上生態系は、複合的な領域にわたる、もっとも重要な生
態系サービスを提供することが分かっていて、土壌によっ
て制御される物理学的・生物学的プロセスを含む。土壌は、
水質や水安定供給に関わる物理学的プロセスとしての土
壌構造や組成(例、孔隙率)により、水が植物、地下水の帯
水層、地表水の給水源へと移動することを可能にしている。
汚染物質や細粒堆積物を除去する清浄な土壌の濾過作用
で、水質は改善される。水が土壌中を流れるにつれ、さま
ざまな土壌マトリクスと相互作用し、養分や他の生命維持
元素を含む溶解した粒子状物質を吸収し植物や微生物に
輸送する。さらに土壌は過剰水を吸収して、放出すること
により川の流量を調整し洪水が起きないようにする。 多くの土壌生態系サービス、すなわち水や養分の調整と
循環、栄養の輸送や移行の促進、生物遺体や糞などの有機
物の分解による栄養の再生、基本的な変質、土壌形成、植
物への栄養の保持と配送などには、生物が関与している。
(Swift et al. 2004; Dominati et al. 2010; Robinson et al. 2013)。植物は、また、食糧、木材、繊維の恵みにより、
人の社会基盤と自然の生息地を与えるとともに、土壌の保
持および浸食の制御を行う。大昔から、植物は、燃料用泥
炭、園芸用培地、装飾用花卉などの消費用原料も提供して
第６章 生態系機能および生態系サービスに対する危険性 129 いる。他のサービスとして、土壌条件を整え、生息環境の
この他の生態系サービスの例として、生物を介する土壌
を提供することで、害虫の天敵に病害虫の生物的防除を行
中の窒素循環がある。窒素(N)は、植物の生長に欠くこと
わせ、植物の生長とバイオマスの貯蔵を通じて炭素の隔離
のできないもので、植物は土壌から得られるいろいろなサ
と貯蔵を行い、さらに収着、土壌有機化、分解作用を通じ
ービスを伝達する。大型・中型の無脊椎動物が、土壌有機
て汚染物質の解毒を行う。 物の分解を細片化、消化、排泄によって行うと、有機態窒
上記にあげた生物が関与する土壌の生態系サービスの
素が放出され、非常に特化した微生物群によって無機化さ
多くは、相互作用する多様で機能的な生物群集の存在と活
れ植物の利用可能な無機態窒素となる。土壌中の利用可能
動を必要とする(Swift et al. 2004; Lavelle et al. 2006; な窒素貯留もまた、窒素固定微生物の働きで大いに高めら
Barrios 2007)。生物多様性が保全されることそのものが重
れ、植物の中でもとくにマメ科植物は、根粒共生を通して、
要な生態系サービスと捉えることができ(Dale and 大気中の窒素を植物の利用可能な窒素に変換する。また無
Polasky 2007; Eigenbrod et al. 2010)、生物多様性が、種の
機態窒素は、土壌微生物によっても吸い上げられ、バイオ
冗長性（複数の生物が類似の機能を担っていること）によ
マス中に吸収され、土壌有機態窒素貯留に取り込まれ(固
り特定の種の喪失やそれらが担っている生態学的機能の
定)、 さらに循環に利用される(Brady and Weil 1996; 喪失に対する保険となる(Naeem and Li 1997; Yachi Brussaard et al.1997; Barrios 2007)。過剰な窒素は、土壌と
andLoreau 1999)。生物多様性は、生態系サービスを保全
水の富栄養化のおもな原因で、結果として生物多様性に影
する生態系機能と明らかに関連していることが分かって
響を与えるので(Vitousek et al. 1997)、脱窒による窒素減
いる(Benayas et al. 2009)。土壌生態系の安定性は、生物多
量は、湿地帯と氾濫原森林の土壌が提供するもう一つの貴
様性と関連し、特にキーストーン種や機能群の相対的な豊
重な生態系サービスである(Shrestha et al. 2012)。 かさは、土壌の食物網構造を支え、特化した土壌生成過程
を促進する。(de Ruiter et al. 1995; Brussaard et al. 2007; 土壌生態系サービスに対するネオニコチノイド系殺虫剤
Nielsen et al. 2011)。 自然土壌は、多様で複雑な生物群集の宝庫である。そこ
の影響
にある生命体は、ミリ単位の大きさのもの(大型動物相、
大型植物相)から、細胞やミクロ単位のもの(中型動物、小
土壌生態系サービスの多くの恵みが生物学的な関係性に
型動物、微生物)まで、様々である。重要な分類群は、大
基づいており、農薬が土壌中の非標的生物群集の喪失や崩
型節足動物(オサムシ・ゴミムシ類、アリ、シロアリなど)、
壊を引き起こすとすれば、農薬には土壌生態系プロセスと
ミミズ、ダニ、トビムシ、原生生物、線虫、細菌、菌類な
サービスに危険をもたらす可能性があるということにな
どである。これらすべての生物の活動と相互作用が、多く
る。土壌中の農薬の影響は、生物への直接の急性および慢
の生態系サービスが依存する生態系プロセスを調整して
性毒性から、行動、機能的役割、捕食者・被食者関係、食
いる(Barrios 2007)。例えば、ミミズは有機物の動態、栄養
物網動態などへの亜致死的または間接的な影響にまで及
循環、土壌の特性に大きな影響を持っている。ミミズは、
ぶことがある。その影響のいずれかまたは全てが、生物
他の消費者のために植物リター (落葉落枝)を分解して栄
体・個体群・群集レベルで起こることがあるので、土壌の
養豊富な有機物に変え、土壌中有機物の混合に役立つ。彼
生物多様性や生態系の安定に影響を与えることが考えら
らは、糞、粘液、その他栄養豊富な排泄物を産生し、土壌
れる(Edwards 2002)。土壌の生物多様性は、生態系サービ
を肥沃にし、生物地球化学的循環に貢献する(Beare et al. スを支える生態系機能に関連しているために(Benayas et 1995)。ミミズの穴掘り作業は、土壌の孔隙率と通気性を
al. 2009)、農薬に起因する生物多様性と生態系機能の混乱
上げ、水と栄養の移動を促進し、土壌の圧密化を減少させ
は、土壌による生態系サービスを損なうことがある
る(Edwards and Bohlen 1996)。ミミズが土壌の有機物動
(Goulson 2013)。土壌の生物多様性とそれに密接に関係す
態において主要な役割を果たす一方、有機物の分解と無機
る生態系機能が影響を受けることは、他の農薬による微生
化は複雑なプロセスで、他の無脊椎動物、原生生物、細菌、
物(Johnsen et al. 2001)や無脊椎動物(Jansch et al. 2006)の
菌類など多様な生物の活動と群集の相互作用によって促
群集で証明されており、土壌中のネオニコチノイド系殺虫
進される(Swift et al. 2004)。これら生物相による土壌生成
剤によっても同様の危険が生じることが考えられる。ネオ
過程は、個体または個体群によって数センチメートルから
ニコチノイド系殺虫剤は土壌中に数年間残留し(Goulson 数十センチメートルの単位で起こり、これらの過程が空間
2013; Bonmatin et al. 2014, 本特集号)、現実的な環境中濃
的、時間的に累積して連続的なプロセスを創り出し、土質
度で、主要な土壌生物に強い悪影響を与えることがあり
や土壌サービスが、地域や地方の景観となって現れるので
(Pisa et al. 2014, 本特集号)、結果として、土壌生態系サー
ある(Lavelle et al. 2006)。 ビスに危険を及ぼす可能性がある。 生物への悪影響と土壌生態系機能またはサービスとの
130 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:119–134 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30） 関連性の存在は理論的に正しいが、大量使用の開始からわ
響を処理種子施用後の農業用土壌において評価している。
ずか 10 年であり、ネオニコチノイド系殺虫剤の土壌生態
Singh と Singh (2005a)は、個体群レベルの影響指標として
系サービスへの影響に関する実証的証拠はわずかである。
微生物の酵素活性を測定し、種子処理後の土壌中イミダク
我々は、文献を調査したが、生態系サービスに関して、土
ロプリドは、最高で 60 日間微生物の酵素活性を促進する
壌生物の機能へのネオニコチノイド系殺虫剤の影響を報
影響を与えることを認めた。同じ試験で、土壌中の利用可
告したものはわずかしかない。Peck(2009a, b)は、ネオニ
能な形態の窒素を測定し、数値の上昇を報告している
コチノイドのイミダクロプリドを芝生へコガネムシ防除
(Singh and Singh 2005b)。同じ現場でのさらなる試験で
用に施用した場合の影響を評価し、節足動物への直接・間
Singh と Singh (2006)は、硝酸性窒素の上昇とアンモニウ
接的な長期影響を認め、土壌の栄養循環および自然により
ム、亜硝酸性窒素、硝酸還元酵素活性の低下を、イミダク
害虫の制御への悪影響の可能性(実証試験なし)を示唆した。
ロプリド処理種子を撒布した土壌で見いだした。Tu (1995)
実験的微小生態系（マイクロコズム）において
は、イミダクロプリドを砂質土に加え、菌類の個体数減少
Kreutzweiser ら(2008a, 2009) は、イミダクプリドを、樹
とホスファターゼ活性の短期的低下を報告しているが、硝
木の葉に浸透させる処理をした場合に、リター(落葉落枝)
化速度や脱窒速度に測定できるほどの影響はなかった。
に棲むミミズによる落葉分解量に与える影響を、35 日間
Ingram ら (2005)は、芝草が根を張った土と芝に含まれる
の曝露期間で調査した。野外の現実的な濃度で、葉に含ま
イミダクロプリドによって、微生物ウレアーゼ活性は抑制
れる残留イミダクロプリドは、ミミズに直接的な毒性を示
されないと報告した。同様に、Jaffer-­‐‑Mohiddin ら (2010)
さなかったが、摂食を抑制し落葉分解量が大きく減少した。
は、実験室条件下で土壌中のアミラーゼとセルラーゼ活性
さらに、これは亜致死毒性によるもので、回避行動ではな
は抑制されず、ある程度の活性化があることを認めた。
いことも実証された(Kreutzweiser et al. 2009)。イミダク
Ahemad と Khan(2012) は、土壌中でイミダクロプリド
ロプリドを土壌マイクロコズムに直接加えて、樹木に処方
曝露したエンドウマメの根粒から分離した窒素固定菌
するための土壌注入法をシミュレーションすると、同様の
Rhizobium sp.の活性低下と植物の生長促進作用を確認し
影響が確認され、落葉落枝中濃度が 7 mg/kg 以上でミミズ
たが、（推奨量では有意な影響は認められず、）施用推奨
の落葉落枝分解量が減少した(Kreutzweiser et al. 2008b)。
量の 3 倍が必要であった。これらの調査から、ネオニコチ
総合すると、イミダクプリドを浸透性殺虫剤として樹木穿
ノイド系殺虫剤は土壌微生物活性に重大な変化をもたら
孔性の昆虫防除に施用すると、落葉に含まれる残留分がミ
すが、多くの場合その影響は活性化をおこし、短期的で、
ミズの摂食量を抑制し、リター分解量の減少という危険性
土壌栄養循環には大きな結果がほとんどみられないに等
を与え、土壌生物の動態にマイナス要因となることが、こ
しいことが明らかになった。報告された微生物反応は、微
れらの調査で実証された。農地など他の土壌でも、イミダ
生物群がイミダクロプリド分子の成分を同化または無機
クロプリドを含む植物落葉落枝の分解量に同様の影響が
化する誘導的な適応と考えられ(Singh and Singh 2005a)、
現れると考えられるが、分かっている範囲では、これまで
本質的には生分解過程であると考えられてきた(Anhalt et 実際に調査は行われていない。その他、ネオニコチノイド
al. 2007; Liu et al. 2011; Zhou et al. 2013; Wang et al. 2013)。 系殺虫剤が、ミミズの行動に影響を与え、土壌中の生態学
一方で、その他に少なくとも 2 例の調査で、土壌微生物
的プロセスを変える可能性(例、穴掘り行動)が、Pisa ら 群集とその機能に対するネオニコチノイド系殺虫剤の影
(2014, 本特集号)によって検討されている。 響について、有害影響または悪影響が報告されている。
土壌微生物群もまたイミダクロプリドの悪影響を受け
Yao ら(2006)は、野外の実際的濃度のアセタミプリドで、
ており、落葉落枝分解に悪い影響が及ぶ可能性がある。イ
土壌呼吸がかなり抑制されたと報告している。Cycon ら
ミダクロプリドにより、トネリコ(Fraxinus spp.)の落葉の
(2013)は、土壌中の群集構造と多様性に測定可能な変化を
微生物分解量は抑制されなかったが(Kreutzweiser et al. 認めたが、通常これは野外の実際的な濃度、またはそれに
2008b)、サトウカエデ(Acer saccharum)では木材穿孔性昆虫
近い濃度のイミダクロプリドによる土壌代謝作用低下に
防除の浸透処理で施用する濃度でかなり抑制された
関連して認められるものだった。ネオニコチノイド曝露に
(Kreutzweiser et al. 2008a)。樹木種ごとに観察された結果
伴う群集レベルの変化が、上記の機能の指標に見られる適
が違うことについて、以下は著者らの見解である。調査ご
応反応を促進している可能性がある。 とに結果が違ってもデータが示しているのは、葉の残留イ
ミダクロプリドが落葉の微生物分解を妨げる可能性であ
生態系サービスとしての土壌に関する結論
り、それは有機物分解と栄養循環を妨げることを意味する
ものである。 他の調査では、イミダクロプリドの生物活性に対する影
様々な生態系サービスが土壌生物に依存すること、ネオニ
コチノイド系殺虫剤が土壌中にしばしば存在し残留する
第６章 生態系機能および生態系サービスに対する危険性 131 こと、その残留物が複数の土壌無脊椎動物の主要な種に危
界生態系の一次生産者から高次の栄養段階にエネルギー
険有害性をもたらすことから、ネオニコチノイド系殺虫剤
と栄養を移送するための重要な中継者となっている。した
が土壌の生態系サービスに悪影響を引き起こす可能性が
がって、無脊椎動物の個体数、生理機能、および生活史な
ある。よりよく研究されている農薬に関する研究結果に基
どが農薬により変化すると、淡水生態系が供給するサービ
づいて理論的に考えると、土壌生態系サービスへネオニコ
スに深刻な影響を及ぼすことが考えられる。同時に、有機
チノイド系殺虫剤が影響を及ぼす可能性は高くみえるが、
物の分解と栄養循環により人間の消費や水生生物の維持
この影響を調査した実証研究はほとんどない。入手可能な
に供する水の浄化という不可欠なサービスを提供してい
いくつかの調査結果によると、無脊椎動物が介在する土壌
る。 生成過程は、微生物が介在する土壌生成過程と比べて、残
Peters ら(2013)は、淡水生態系機能すなわち植物落葉落
留ネオニコチノイド系殺虫剤による悪影響を受けやすい
枝分解、一次生産、群集呼吸量などへの毒物の影響につい
ように見える。 て検討した。46 篇の研究論文が彼らの採用基準(例えば、
一つの未解決の問題は、土壌生物群集が生態系機能の作
影響の規模、対照群の設定)を満たしていた。重要な成果
用の前に、農薬影響を和らげる能力がどのくらいで、最終
として、調査結果の三分の一以上で、生態系保護のため規
的に、局所的または地域的規模で計測しうる程度に生態系
制当局が定めた最小濃度より低い濃度で生態系機能の低
サービスの供給に障害がおこるかどうかということであ
下が認められたことが挙げられる。これらの下限値は、リ
る。機能的冗長性、土壌に本来備わる復元力、多様性に富
スク評価の手順にそって、オオミジンコ(Daphnia magna)
む他の生物群集などに関連して、調査結果は統一的なもの
など通常の試験種の 50％致死濃度 LC50 を用いて設定され、
ではない。Swift ら(2004)は、生物多様性と生態系機能の
より感受性の高い種や生態系機能維持に必須な種の試験
関係に及ぼす、殺虫剤使用などの農法の影響を検討し、生
は含まれないことが多かった。Peters ら(2013)のレビュー
物群集の変化のいくつかは生態系機能に有害となりうる
の不足な点は、査読した多くの論文に、有機リン系・ピレ
が、その他は機能としてどちらともいえないことを明らか
スロイド系・カーバメート系殺虫剤の影響は含まれている
にした。微生物群集には、高度の機能的冗長性と、土壌有
が、ネオニコチノイド系やフィプロニルなどの新しい殺虫
機物処理において担う機能的役割への影響に対し復元力
剤に関する情報がないことである。 があることも示した。一方、重要な生態系機能の中で、分
淡水系の生態系サービスに対するネオニコチノイド系
解や栄養循環など固有の決定的な役割を担う高度に特殊
殺虫剤やフィプロニル殺虫剤の影響を公式に調査したも
化した分類群の減少は、明らかに生態系サービスの供給に
のは比較的少ない。Agatz ら(2014)の最近の調査では、ネ
影響を与える(Barrios 2007)。ミミズは、そのようなものに
オニコチノイド、イミダクロプリドの、植物リター分解に
分類され、土壌や植物落葉落枝中の現実的なネオニコチノ
重要な役割を担う、一般的な淡水ヨコエビ目である甲殻類
イドの濃度でミミズに悪影響があると報告されているこ
ヨコエビ科の一種 Gammarus pulex の摂食行動に対する影
とは、ネオニコチノイド系殺虫剤の使用で土壌生態系サー
響を検討した。いくつかの水生環境中で測定されたイミダ
ビスに障害が起こりうることを示す理論的証拠である。こ
クロプリド濃度(0.8～30 µμg/L)での曝露により、長期の摂
の悪影響の妥当性と規模を調査する、生態学的なモデル化
食抑制が認められた。チアクロプリド濃度 1～4 µμg/L で、
を今後の実証的研究が必要である。 同じような破砕食者である甲殻類ヨコエビ科の一種
Gammarus fossarum の葉の摂食量低下と捕食・被食相互作
用の変化が報告されている(Englert et al. 2012)。同様の調
淡水生態系機能
査結果は、その他の破砕食者でも認められ、葉や水に含ま
れるイミダクロプリドに曝露したカワゲラ
(Pteronarcidae)やガガンボ(Tipulidae)の幼虫などでは、水
栄養循環と水質
に直接施用した場合 130 µμg/L で致死性、12 µμg/L で摂食抑
制が認められ、葉を通して曝露した場合は耐性がさらに高
農薬による汚染は、世界中の淡水生態系に対する大きな脅
かった(Kreutzweiser et al. 2009)。著者らは、第二の調査
威として広く認識されている(Gleick et al. 2001; MEA で、濃度 18～30 µμg/L で引き起こされた摂食抑制が落葉リ
2005)。淡水生態系は、清潔な飲料水から、灌漑用水、工
ター分解速度の低下に重要であることを実証した
業用水、貯水、レクリエーション用水、魚や他の重要な食
(Kreutzweiser et al. 2009)。 糧の基盤となる生命体のための環境に至るまで、貴重な生
長期曝露や複数物質への曝露は、この破砕食者やその他
態系サービスを供給する。無脊椎動物群は、淡水中の食物
の破砕食者の個体群に影響を及ぼすと考えられる。広範囲
連鎖の多様な生物の大部分を構成し、陸上生態系および水
の測定ではないが、この摂食機能群が抑制されると、大き
132 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:119–134 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30） な陸上由来の物質（落葉落枝など）を他の種が消費しやす
物群集に負の影響を与え、無数の水辺の鳥や他の野生生物
い微粒子物質へ転換することに関して、負の影響を与える
が依存している昆虫の発生を低下させる可能性がある。
可能性がある。次にこれが、水生無脊椎動物群、分解速度、
Hallmann らの最近の調査(2014)によれば、水中の低濃度
栄養循環を変え、最終的に水質および重要な生態系サービ
ネオニコチノイドが食虫性の鳥類にカスケード効果(雪だ
スである生物多様性の支持基盤に影響を与える。ヨコエビ
るま式影響)をを与える可能性が初めて実証された。今後
の一種 G. pulex は、ミジンコ属（Daphnia）の種よりイミ
の調査では、群集レベルでの農薬影響の重要性を、栄養連
ダクロプリドに感受性が高いこと、どちらも昆虫ではなく
鎖における複雑な種間相互作用、および人間の消費、レク
甲殻類であることは注目すべきである。数種の昆虫は、
リエーション、美学的価値から重要とみなされる複数の種
G. pulex よりイミダクロプリドに対する感受性が高いため、
に対する間接的影響を考慮すべきである。 分解プロセスへのリスクは G. pulex の調査で示された評
価より大きいことがあり、影響を受ける種が生態系機能内
淡水生態系機能の結論
で担う役割と、その群集内での機能的冗長性に依存する
(Beketov and Liess 2008; Ashauer et al. 2011)。 多数の水生種は、水中でネオニコチノイド系やフィプロニ
ル殺虫剤に直接曝露されるが、これは長期にわたることが
水中食物連鎖の影響
多い。Van Dijk ら(2013)による長期の大規模な野外モニタ
リング調査のデータでは、無脊椎動物に対するイミダクロ
分解と食物連鎖に関連する生態系サービスは水質に重要
プリドの負の影響が実証されている。このグループが一次
であるが、さらなる懸念として殺虫剤の間接的影響による
生産者から消費者への栄養とエネルギーの伝達を結ぶ要
エサとなる重要な無脊椎動物の減少がある。これは、食糧
であると考えると、そのような好ましくない影響は、水中
として(例、魚類、ザリガニ)また生態学的理由で(両生類、
食物網の基盤にマイナスとなる可能性がある。淡水生物、
水鳥)価値のある淡水種の数々に、危機的な意味をもつと
とくに水生昆虫や甲殻類の生存・成長・繁殖が低下すると、
考えられる。調査例は少ないものの、淡水系で食物連鎖へ
分解と栄養循環に関わりのある生態系機能を変化させる
の間接的影響が報告されている。例えば Hayasaka ら
ことがある。これらのプロセスは、清浄な淡水や生物多様
(2012a)は、実験水田メソコスム試験を、浸透性殺虫剤イミ
性の維持など生態系サービス提供の中核をなしている。同
ダクロプリドとフィプロニルを推奨濃度で施用して実施
様に重要なのは栄養構造への作用であり、これは水界生態
した。イミダクロプリド処理した水田のプランクトン、底
系の安定性、復元力、食物網動態のみでなく、多数の水生
生群集、水表生物群集では、対照群より種個体数がかなり
昆虫が水中から出て成虫期を過ごすことを考えると、陸上
少なかった。さらに Hayasaka ら(2012a, b)は、年間 2 回の
生態系にも影響を及ぼす。 イミダクロプリドとフィプロニル処理が水生節足動物被
食者の減少に大きく影響して、これがメダカ(Oryzias latipes)の成長を減退させることを明らかにした。
漁業と水産養殖
Sánchez-­‐‑Bayo と Goka (2005, 2006)は、耕作期間を通して
イミダクロプリド処理した実験水田の生態学的変化も調
査した。計 88 種を観察、その内 54 種が水生生物であった。
イミダクロプリド処理した野外のプランクトン、水表生物、
底生生物・陸上生物それぞれの群集は、対照群と比較して、
生物の豊富さが著しく少なかった。殺虫剤、とくにその水
中の残量物質に対する、水生生物群集の反応や回復力につ
いての情報は不十分である(Sánchez-­‐‑Bayo and Goka 2005, 2006)。 十分に実証されていないが、多種の食虫性の鳥類の減少
が、これらの殺虫剤を使用する農業地域と一致してみられ、
殺虫剤使用による餌となる無脊椎動物発生数の減少が最
近の個体群減少を招いたとする推論には、関連する証拠が
存在すれば説得力があると考えられる(Benton et al. 2002; Boatman et al. 2004; Mason et al. 2012)。ネオニコチノイド
系殺虫剤は、最新世代の殺虫剤で、淡水域に入り無脊椎動
持続可能な漁業と水産養殖が、水生動物性蛋白源への需要
の高まりを解決するかもしれない。アフリカ、アジア、中
南米諸国では、内陸の淡水漁業により数千万の人々に食糧
が提供され(Dugan et al. 2010)、同時にとくに女性の雇用
の確保に役立っている(BNP 2008)。もし殺虫剤が漁業に負
の影響を与えるとすると、その使用は世界規模の漁業と同
じく小規模な内陸漁業、水産養殖、米作と魚養殖を組み合
わせた営農法などの好調な発展を妨げることになる。 ネオニコチノイド系殺虫剤は、魚類への急性毒性が比較
的低く、吸血性の寄生生物や有害生物に有効なので、養魚
業、および水産養殖業の環境での使用が増加している。例
えば、水稲－アメリカザリガニ(Procambarus clarkii)輪換体
系においてまん延するイネミズゾウムシ(Lissorhoptrus oryzophilus Kuscel)駆除用ピレスロイド系(Barbee and 第６章 生態系機能および生態系サービスに対する危険性 133 Stout 2009)や、ワシントン(米国)のカキ養殖場で在来種の
貝類の水産養殖の調査で、ネオニコチノイド系殺虫剤およ
アナジャコ防除用のカーバメート系(カルバリル) 殺虫剤
びフィプロニルの施用に関するものは、ほとんどない。
など(Felsot and Ruppert 2002)の、旧世代の殺虫剤に替え
Dondero ら(2010)の報告では、イミダクロプリドとチアク
て、イミダクロプリド(ネオニコチノイド)が利用されてい
ロプリドの亜致死的影響を、海生二枚貝のムラサキイガイ
る。どちらの例でも、イミダクロプリドが目的とする漁業
(Mytilus galloprovinciali)について、転写レベルとプロテオ
以外に与える非標的への影響が示されている。ネオニコチ
ームのレベルでは認められなかった。Willapa 湾(米国ワシ
ノイド系殺虫剤による水質低下ならびに水生生物への生
ントン州)は、イミダクロプリドを、カキ養殖に好ましく
態毒性学的影響をリスクとして取り上げ、ここで検討する。 ない在来種のアナジャコ(Callianassa sp.; Upogebia sp.)対策
のため、潮が退いて露出した底質に直接施用するが、非標
養殖漁業資源に対する脅威
的生物への影響は分かっていない。Felsot と
殺虫剤の大半は、養殖魚の生産や水田の他の非標的動物に
影響を及ぼしうる。水田や隣接した用水路には多種類の野
生の魚類が生息し(Heckman 1979)、日常的に施用される
殺虫剤の影響にさらされると考えられる。食物資源とくに
水生無脊椎動物が減少すれば、魚は間接的に影響を受ける
(Sánchez-­‐‑Bayo and Goka 2005, 2006; Hayasaka et al. 2012a, b)。魚はネオニコチノイドへの耐容度が高いことが
分かっているが、その非致死的濃度と同時に界面活性剤に
も被曝すると、有害影響が引き起こされることになる。イ
ミダクロプリドは、メダカ(medaka)の幼魚にストレス症
候群を引き起こすことが明らかになっている。ストレスに
さらされた魚で多くみられるように、イミダクロプリド処
理した日本産のメダカの幼魚に寄生生物である Trichodina 属の繊毛虫の大規模なまん延が認められた(Sánchez-­‐‑Bayo and Goka 2005)。Desai and Parikh (2013)の最近の調査で
は、淡水性硬骨魚類カワスズメ(モザンビークティラピ
ア)(Oreochromis mossambicus)とコイ科の一種(Labeo rohita)
Ruppert(2002)によれば、イミダクロプリドは水中から急
速に消失し、それは潮流によって大きく希釈されるためか
もしれない。しかし、さらに広範な河口生態系における挙
動についての調査が、まだ行われていないと指摘した。カ
キ養殖場の殺虫剤処理に伴うサケ科魚類の曝露を評価す
るための環境モニタリングプログラムが必要である。マス
ノスケ(Oncorhynchus tshawytscha)やカットスロートトラ
ウト(Oncorhynchus clarki)の幼魚など、湾内に棲む非標的種
が曝露による悪影響を受けた可能性については不明であ
る。ネオニコチノイド系殺虫剤は、湾内でカキ養殖場が設
置された河口域の汚染物質の中から、たびたび検出されて
いる。わずかな報告のなかのいくつかの事例によれば、ネ
オニコチノイド系殺虫剤は河口環境に存在し、養殖される
貝類や他の幅広い生態系に影響を与える恐れがあること
を示唆しているものの、全体としてそれを実証する調査は
不足している。 水田-養魚生態系におけるネオニコチノイド系殺虫剤
のイミダクロプリド亜致死的濃度(LC50/10 と LC50/20)21 日間
曝露で、多数の生化学パラメータ(ALT、AST、ALP、GDH)
稲作と魚の養殖を組み合わせた営農法の開発は、地方の発
に重大な変化が認められた。組織の酵素活性上昇は肝障害
展、食糧安全保障、貧困緩和のための持続可能な選択肢と
を意味しており、これはイミダクロプリド曝露に関連する
考えられている。総合的病害虫管理(IPM)実践指針は、農
ものであると著者らは判断した。 薬の使用や魚類へのその悪影響を減らすように勧告して
ネオニコチノイド系殺虫剤によって魚が短時間で死亡
いるが、稲作と魚の養殖を組み合わせた営農法では、吸汁
することはめったにないが、Rajput らの報告(2012)では、
性の害虫（ウンカやヨコバイなど）から米を保護するため
イミダクロプリド 21 日間曝露で淡水ナマズ・ウォーキン
にいまだに殺虫剤に頼りがちである。イミダクロプリドが
グキャットフィッシュ(別名クララ)(Clarias batrachus)に、
施用後の水田の水中に残留することが分かっており、この
高濃度の場合に限り毒性が認められた。後に致死原因とな
水環境では完全に分解しないことは明らかで、実際に
るような高濃度曝露での蛋白質の損失が報告されている。
Tišler ら(2009)も水田でイミダクロプリド濃度が上昇した
このナマズは、ある地域では特別に有害で侵略的な種にな
と報告している。農薬は、施用した水田の水から自然の水
る可能性があるが、同時に、インドのほぼ全土で人々の食
塊に移行する(Heong et al. 1995; Scientific & Technical 糧になっているという経済的価値から、水産養殖で最も重
Review Panel 2012)。フィリピンでの Elfmann ら(2011)の
要なナマズの一種と考えられている。 調査で、下流河川でたびたび農薬が検出されることが明ら
かになっている(Scientific & Technical Review Panel 貝類の水産養殖
2012)。ネオニコチノイド系殺虫剤には残留性があるため、
水田に施用されたものが自然水や下流河川の領域に移行
する可能性も考えられる。 134 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:119–134 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30） 養殖漁業へのリスクの結論
増加により分かったのは、ネオニコチノイド系殺虫剤が使
用されると、捕食性種とその生態系サービスが危険にさら
魚の消費によって得られる栄養面での恩恵は、食糧安全保
障の向上と発展途上国の貧困率低下と明確に結びついて
いる。食糧にする魚の入手量が減少すると、十分な食糧を
入手できない発展途上国の人々に特別の影響を及ぼす恐
れがある。一部の国々では、漁業が生み出す高たんぱくの
魚肉が、貴重な低価格の副食物資源となっている。他の自
然および管理された水生生態系を脅す汚染物質と同じく、
ネオニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、養殖漁
業生産にさらなる脅威となる可能性がある。長期の持続可
能性と漁業による食糧安全保障を確かなものとするため
されることである(Desneux et al. 2007 and Hopwood et al. 2013 参照)。Hopwood ら(2013)は、有害性履の生物的防除
に利用される種においての 40 例を超える毒性試験に基づ
き、ネオニコチノイド系殺虫剤の広範な使用が、作物の有
害生物の生物的防除に必要性の高い捕食性の種や捕食寄
生性の種に対し、悪影響を与えるとの結論に達した。Losey
と Vaughan(2006)によると、北米在来の有害生物に対する
自然の防除資材としての価値は、約 136 億ドルに相当する
と見積もられるが、その価値には、有害生物の捕食者のほ
か気候の機能や病原体なども含まれている。 には(Pauly et al. 2002, 2005)、残留性で毒性のある殺虫剤
の使用は、魚と餌に対する農薬の危険性が明らかになった
場合は、水産養殖システム内や周辺で最小限に抑えるべき
送粉
である。魚はネオニコチノイド系殺虫剤の毒性閾値が比較
的高いとみられるが、環境に関連した濃度でのフィプロニ
ル・イミダクロプリド・チアクロプリド曝露によって、間
生態系サービスとしての送粉
接的で亜致死的な影響が認められている。魚の集約型養殖
は貴重な食糧資源を提供するが、ネオニコチノイド系殺虫
送粉は、もっとも重要で貢献度の高い生態系サービスの一
剤を含む多様な汚染物質が、複合的あるいは相乗的な毒性
つと考えられ(Kremen et al. 2007; De Groot et al. 2010; 影響を与え、養殖魚や他の水産養殖産品を脅かす可能性が
Vanbergen and the Insect Pollinator Initiative, 2013) 、ま
ある。 た文化的な生態系サービス（美学）ともみなされる。生物
的媒介による送粉とは、無脊椎動物、哺乳類、鳥類などの
媒介生物による、同一の花もしくは花から花への能動的ま
有害生物の生物的防除
たは受動的な花粉の移動である。これは、果物、野菜、木
の実、ワタ、その他多くの農作物のうち作物種子の生産に
とって重要なサービスであり、さらに野生植物群落の繁殖
天然の有害生物制御としての捕食者
を支えている(Allen-­‐‑Wardell et al. 1998; Aguilar et al. 2006; UNEP 2010; Ollerton et al. 2011; Lautenbach et al. 無脊椎動物の捕食者・被食者関係は、多くの自然生態系と
農業生態系において、重要な要素である。種の多様性と相
互依存性は、食物網の形態と複雑性に強い影響を与えてい
る。食物網の複雑性および捕食者の存在は、自然による無
脊椎動物の“害虫”の調節機能を考えると、とくに人間に
とっては重要である。多種多様な無脊椎動物や脊椎動物捕
食者による、有害生物の捕食(寄生を含む)は、重要な生態
系サービスであると認められ、農業システムでは、しばし
ば“生物学的防除”と呼ばれる(Schlapfer et al. 1999; Wilby and Thomas 2002; Bradley et al. 2003)。殺虫剤の有害生物
のみを標的としているものの、有害生物とともに天然の捕
食者がともにその影響を受けることがある。有害生物は、
しばしば生活史戦略により、その捕食者より速く回復する
ことがある。有害生物の捕食者の多くは昆虫であり、した
がってネオニコチノイド系殺虫剤への感受性が高い。Pisa
ら(2014, 本特集号)は、影響を受けた数種の捕食性昆虫を
挙げているが、この調査は決して完全ではない。調査数の
2012; Vanbergen and the Insect Pollinator Initiative, 2013)。 送粉がないと、植物の繁殖力に影響が及び、栽培作物の
収率損失、野生植物の遺伝的多様性の減少または局所的絶
滅などに至ることもある。農作物の送粉には、動物媒、風
媒、自家受粉またはそれらの組み合わせがある。送粉は、
人間の食糧となる多数の農作物では、果実や種子ができる
ために不可欠だが、その他の植物においても、結実や種子
生産にさまざまな度合いで関与する。したがって、送粉に
よる農産物の増産の度合いは、さまざまで、送粉によって
収量が増えないものから、送粉なしには果実や種子が実ら
ないものまである(Richards 2001; Klein et al. 2007)。 虫媒植物種と送粉サービスの将来について、世界的に懸
念が高まっている(Potts et al. 2010; Van der Sluijs et al. 2013; Vanbergen and the Insect Pollinator Initiative, 2013; Pisa et al. 2014, 本特集号)。現在、世界中で起こっている
さまざまな環境変化が、野生および飼養された送粉生物群
に影響を与えている。有毒化学物質への曝露、生息環境の
第６章 生態系機能および生態系サービスに対する危険性 135 喪失と分断、気候変化、病原体、土地利用の強化、寄生生
多くても約三分の一であることがわかった(Breeze et al. 物、侵入生物種と疾病のまん延などが挙げられる
2011)。論争はあるものの、非常に多くの野生種のハナバ
(Steffan-­‐‑Dewenter et al. 2002; Tylianakis et al. 2005; チ類が、さまざまな作物の送粉の品質と信頼性に大きく貢
Biesmeijer et al. 2006; Kuldna et al. 2009; Potts et al. 2010; 献しているという証拠がある(例、Chagnon et al. 1993; Vanbergen and the Insect Pollinator Initiative, 2013)。 Bosch et al. 2006; Greenleaf and Kremen 2006; Hoehn et al. Sánchez-­‐‑Bayo と Goka (2014)は、花粉に含まれる現実に
2008; Lye et al. 2011)。野生の送粉昆虫種は、果実類のもっ
即した野外濃度のネオニコチノイド殺虫剤残留物が、ミツ
とも効率的な送粉者とされているが、ミツバチよりずっと
バチとマルハナバチにとって大きな危険となることを証
殺虫剤への感受性が高いようである(Cresswell et al. 2012; 明したが、野外でのエルゴステロール生合成阻害作用のあ
Laycock et al. 2012)。EU(欧州連合)諸国における、作物が
る殺菌剤との相乗効果が、この危険をさらに増幅するとし
昆虫によって送粉される経済的利益について、野生ハナバ
た。かれらは、イミダクロプリドが、マルハナバチに最も
チ類の種が多いほど、経済的利益も多くなることが示され
危険で(花粉に含まれる現実に即した野外濃度で 2 日間飼
ている(Leonhardt et al. 2013)。またマルハナバチ(Bombus 育後の蓄積量で半数致死量(median lethal cumulative spp.)は、多数の野生植物種にとって重要なあるいは唯一
dose)に達する確率 31.8～49%)、チアメトキサムが、ミツ
の送粉者である(Goulson 2003)。 バチに最も危険である(同 3.7～29.6%) ことを確認した。
他の送粉者については、そのリスク評価には含まれていな
野生植物の送粉
い。ミツバチの AChE(アセチルコリンエステラーゼ)活性
の上昇は、ネオニコチノイド種子処理圃場内のトウモロコ
シの花粉への曝露に関連していた(Boily et al. 2013)。ネオ
ニコチノイド系殺虫剤は、土壌中や水中で残留性があり、
浸透性農薬として使用されるので、野生植物や農作物に取
り込まれやすく、送粉昆虫はどれも複数の曝露経路から致
死的または亜致死的濃度で曝露される可能性がある(Van der Sluijs et al. 2013)。ネオニコチノイド系殺虫剤およびフ
ィプロニルは、飼育下と野生の送粉昆虫群に対し、しばし
ば一兆分の一(ppt)レベルと報告される極めて低い濃度で
致死的および亜致死的影響をおよぼすことが分かってい
る(Pisa et al. 2014, 本特集号)。 作物の送粉
世界中で全顕花植物のなかでは、0.1％以下に過ぎない作
物に加えて、野生の被子植物（顕花植物）の 60～85 %が
動物による送粉を必要としている(Kearns and Inouye 1997; Ashman et al. 2004)。Ollerton ら(2011)は、世界中で
被子植物の 299,200 種(85%)が送粉者に依存していると推
定した。しかしこの見積もりは、緯度ごとの被子植物の平
均分布率を示しているのではなく、温帯では種の 78％、
熱帯地域では最大で 94％と緯度ごとに異なっている。
Vanbergen および the Insect Pollinator Initiative (2013)
は、地球全体で最大 94％の野生の顕花植物が、昆虫類に
よって繁殖が成り立っていると推定した。野生植物への送
粉は、間接的に人間の福祉に寄与していて、例えば、美的
景観を作り、満開の花畑をマルハナバチが蜜を求めて飛び
回る様子や、野生生物が草を食むのを眺める喜びを与える 送粉サービスは、飼養されたセイヨウミツバチ(Apis (Jacobs et al. 2009)。送粉は、植物種の遺伝的多様性を増加
mellifera)によって提供されるが、単独行動のハリナシミツ
させることにも役立っている(Benadi et al. 2013)。 バチやマルハナバチなど野生種によることもある。さらに、
送粉昆虫の消失が生態系機能に与える影響については、
ハエ、チョウ、カリバチ、ガ、甲虫、他の無脊椎動物群、
いくつかの事例が報告されているが、よく分かっていない。
時には脊椎動物群(コウモリ、リス、鳥類、一部の霊長類
わずかだが重要な相互作用として、野生種とミツバチの例
など)で、野生植物や作物の送粉が行われることも分かっ
が挙げられる。Greenleaf と Kremen (2006)は、ヒマワリ
ている(Buchmann 1997; Klein et al. 2007; De Luca and においてミツバチの送粉効率について調査し、野生のハナ
Vallejo-­‐‑Marín 2013; Ghanem and Voigt 2012; Vanbergen バチ類が存在すると効率が 5 倍増になることを確認した。
and the Insect Pollinator Initiative, 2013)。世界中の送粉サ
そのような現象は自然環境でも発生し、ある 1 種類の消失
ービスの大部分を担っているものとして(Danforth et al. が、影響を受けた群落での野生植物の送粉動態を根本的に
2006; Breeze et al. 2011)、25,000 種を超えるハチが特定さ
変えてしまうことがある。さらに、宿主植物が生き延びる
れている(FAO 2013a)。ヨーロッパだけでも、2,500 種を上
ことがその送粉種の生存に直接関連すると分かっており
回るハチが送粉者であることが確認されている(Vaissiere (Kim 1993)、このことが、生物群集内に波及効果をもたら
et al. 2005)。 すことがある。例えば、Kearns と Inouye (1997)は、ある
一般に考えられているのとは異なり、英国での見積もり
1 種の特異的なコバチの送粉に依存することの多い 750 種
により、飼養されたセイヨウミツバチによる作物の送粉は、
を数えるイチジク属樹木のようなキーストーン種(中枢種)
136 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:119–134 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30） が、どのように多数の熱帯野生脊椎動物群集に主要な餌を
接依存するのはその一部のみである(Klein et al. 2007)。 提供しているか説明している。このコバチの消失が、その
Roubik(1995, in Klein et al. 2007)は、熱帯作物 1,330 種
地域の生物群集の構造を完全に変化させる可能性がある。
のリストを示し、その約 70％に、動物の送粉によって生
南アフリカのように、特定の送粉者－植物相互作用のある
産性が向上する 1 種類以上の変種がみられるとしている。
地域でも、同じことが観察されている(Ollerton et al. 2011)。 とりわけヨーロッパでは、生産された作物種の 84％
野生植物は風媒も利用することがあるが、複数の送粉者
(Williams 1994)、全農耕地の合計 12％が送粉に依存してい
に依存し、生態系食物網の中で送粉昆虫が決定的な役割を
る(Schulp et al. 2014)。 遂げることを理解がすることが重要である。送粉種の喪失
生態系サービスとしての作物の送粉の相対的重要性が
は、他のネットワークにも影響を与え、生態系機能全体を
世界中で高まっている。2006 年には、1961 年と比較して、
損なうことになる(Bartomeus et al. 2013;Burkle et al. 送粉者に依存する作物の全農作物生産量に占める割合が
2013; Labar et al. 2013)。 先進国で 16.7％、発展途上国で 9.4%増加している(Aizen et al. 2008; Aizen and Harder 2009)。その後、油ヤシ、ヒマ
送粉昆虫と他の有用な昆虫による生態系サービスに関す
ワリ、キャノーラなど送粉者に依存する作物生産は予測通
る結論
り継続的に増加しており(FAO 2013b; Schulp et al. 2014)、
生態系の中で消費者、捕食者、送粉者、分解者としての昆
虫の役割は、生態系機能にとって極めて重要なものである。
この割合は今後さらに上昇すると考えられる。 送粉の経済価値
多数の送粉・捕食昆虫のキーストーン種が、ネオニコチノ
イド系殺虫剤への高い感受性を有し、曝露リスクも高いこ
送粉サービスの経済価値は、植物の生産を、送粉により限
とがから、この物質の(長期的)影響が懸念される。広範囲
界まで増加させることで得られるとされ(Kremen et al. の送粉・捕食昆虫の消失による悪影響として、生物群集内
2007)、 人間に対し市場価値または生存のための価値をも
のカスケード効果があり、これは最終的に人間集団に影響
つ植物で考慮される。例えば、食糧や飼料、木材、繊維に
を及ぼすものである。人間にとっては、生態系の送粉サー
利用される作物などである。したがって、送粉昆虫の消失
ビスと生物学的防除は、2005 年の概算で、全世界で 2,150
は、作物生産高の低下として、人間の食糧生産に大きく影
万米ドル相当の価値があるとされる(Vanbergen and the 響を与える可能性がある。Richards(2001)は、不十分な送
Insect Pollinator Initiative, 2013)。環境の健全性の生物指
粉サービスが作物生産高に与える影響について、適切な全
標であるハチが、地球規模で消失いることは、生物多様性
体像を示している。2008 年に地球的規模で送粉者の減少
と、最終的には人間の福祉が世界的に脅威にさらされてい
が作物生産高に影響を与えたという記録はみあたらない
ることを、いち早く警告している。 が(Aizen et al. 2008)、地域規模で送粉者(多様性)の減少が
果物の着果と種子の生産に影響したという証拠が存在す
る(Brittain et al. 2013)。したがって送粉者の不在は、EU
食糧安全保障
内の作物物生産高の 7％下落と言い換えることができる
(Schulp et al. 2014)。これらの作物は、少なくとも、文明
社会に多様な食物と生活の質をもたらすものである
送粉者依存作物
(Klein et al. 2007)。送粉者消失による第二の影響は、作物
の生産低下であり、そのため消費者の評価が低くなり、商
人間の食糧が、ハチにより送粉される作物に依存する推定
品化できないこともある。例えばキュウリやリンゴでは、
割合は、比較的低く 15～30 %であるが(O’Toole 1993, in 適切な送粉なしに市場規格の収穫は得られない。不十分な
Kearns and Inouye 1997; Greenleaf and Kremen 2006)、食
送粉により、それらは評価が低下したり価値を失ったりす
糧の生産、多様性、安全保障、安定性などの重要な部分を
る(曲ったキュウリ、歪なリンゴなど) (Morse and 送粉動物に頼っている(Steffan-­‐‑Dewenter et al. 2002, 2005)。
Calderone 2000)。 人間が直接的に摂取する主要 124 農産物のうち、87 品目
送粉者消失の第三の影響は、生産コストの上昇である。
(70％)で種子、果物、野菜などの生産促進を送粉に依存し
米国のアーモンド生産農家は養蜂業者の送粉サービスに
ている。この 87 品目は人間の生活の質に不可欠で、食糧
完全に依存しており、2005 年以降は送粉者不足により作
とする野菜や果物の品質と多様性を提供し、世界の食糧生
物送粉サービスの価格急騰に見舞われている(Sumner 産量のうちの 23×108 メガトン(35%)に達するが、送粉に直
and Boriss 2006; Carman 2011)。多数の動物送粉作物が、
特定の場所における地域経済にとって重要である。例えば
第６章 生態系機能および生態系サービスに対する危険性 137 オリーブ、ヒマワリ、ワタなどは、送粉者に全面的に依存
他の方法で繁殖し、送粉サービスには頼っていない。これ
するものではないが、生産が増加する。全てを送粉に依存
ら作物は必要なカロリー摂取量を提供するが、ほとんどの
している数種の作物は、バニラのように、しばしば特産品
微量栄養素の含有レベルはかなり低い。世界で 20 億人以
で、大量に売られるのではないが(Richards 2001)、特定地
上が、食事の多様性不足がもたらす微量栄養素欠如という
域に不可欠な財源となっている。 “隠れた飢餓”に見舞われている(Welch and Graham いくつもの全国調査で(例、USA: Morse and Calderone 1999; Muthayya et al. 2013)。特に多量の微量栄養素を供給
2000; Losey and Vaughan 2006)、作物タイプごとに、送粉
する植物では、送粉者消失は食事の多様性低下をもたらし、
者のない状態での作物生産に対する実際の影響を計算し、
特定地域で健康および経済発展に及ぼす負の影響を深刻
依存比率を用いている。これは便利な手段だが、その比率
なものとすることが考えられる。 は、調査間や地域間では大きく異なっていた。したがって
Gallai ら(2009)は、地域ごとの経済的弱点を含む、徹底し
種子の安全性と種子処理
た世界的な送粉昆虫消失の経済的評価を試みた。著者らに
よる算定では、2005 年には、世界で直接的に人の食糧に
なる作物総生産額の 9.5％、1,530 億ユーロを占めていた。
EU では、送粉者に依存する作物は,今や EU の作物生産に
よる収益の 31％を占めている。そのうち、昆虫の送粉サ
ービスを金銭価値に置き換えた総計は、10～12％である
(Leonhardt et al. 2013; Schulp et al. 2014)。 食糧供給と食品品質
種子の安全性は、食糧安全保障の要とみなされている
(Sperling and McGuire 2012)。収穫高、早熟性、特定のス
トレスへの抵抗性、栄養の特徴など、食糧生産の作物学的
特質は、種子安全性の多様な目的とみなされる(Sperling and McGuire 2012)。最貧困社会であっても農業生態系は、
環境保全型の農業と IPM(総合的病害虫管理)のおかげで、
在来農法により従来と同等またはさらにそれを上回る生
産量を達成し、発展途上諸国の地域において国内外の市場
への供給を可能にしている(IAASTD 2009)。 今後 10 年間の人口増加を想定し、持続可能な方法で食糧
ネオニコチノイド処理交配種子の使用増加および広く
供給量増加の需要に応えることが、これからの大きな課題
普及した予防的使用は、送粉者、土壌微生物類、水生無脊
である。農業システム集約化が環境に与える影響は、将来
椎動物類への前述の危険有害性を考えると、虫害からの持
の十分な食糧供給の途に脅威を及ぼすと考えられる
続可能な作物保護の方法と捉えることはできない。種子処
(Matson et al. 1997)。全ての人に十分な食糧の入手を保障
理は、害虫が引き起こす問題を予想して処理することで、
するばかりでなく、バランスの良い食生活実現のため安全
作物保護の保険のように機能するという安易な動機を農
で栄養的に質の高い食糧供給を実現することは、知的障害
業従事者に与えている。しかし、このテクニックを生態学
や身体障害などの健康への影響を避けるために考慮すべ
的、経済的、社会的に実行可能にするためには、収穫の面
き重要な問題となっている。多様な青果物が手に入ること
で生態系の健全性へのリスクを相殺するほどの相当な利
もまた、上質な食材と食文化の楽しみに貢献していて、社
益が見込めなくてはならない。他の国と同様に英国でも、
会的・文化的アイデンティティー全体に寄与している。 過去 10 年間に農作業でネオニコチノイド処理種子の使用
世界保健機構によれば、現在の人々の栄養必要量に応え
が急速に増えた。ところが、その期間ほとんど、またはま
ることはかなり難しい(WHO 2006)。とくに発展途上国で
ったく作物生産高の増加は認められないか、種子処理費用
は、人口の 3 人に 1 人がエネルギーや微量栄養素(ビタミ
を相殺するほどの増加が得られなかった(Goulson 2013)。
ンやミネラル)の慢性的な栄養不足に苦しみ、ビタミンや
例えばカナダのプレーリー地区(Prairie region)では、キャ
ミネラルの欠乏症に陥る人が多い。Eilers ら(2011)は、世
ノーラが 850 万ヘクタールの農耕地に広がり、キャノーラ
界の主要な作物 150 種以上から抽出した栄養素の割合を
種子の 95％がネオニコチノイド処理されている(Main et 検討し、ミネラルは作物タイプ全体でかなり均等に分布し
al. 2014)。著者らの控え目な見積りでは、プレーリー地区
てみられるが、特定のビタミンは送粉者に依存しない作物
でのネオニコチノイド使用量は 1 年間に農耕地の 44％に
のほうが少ないことを確認した。例えばカロテノイド群に
おける 215,000 kg であった。浸透性殺虫剤による種子処理
ついては、送粉者依存作物でβ-­‐‑クリプトキサンチンが
は、現代の農業においてネオニコチノイド系殺虫剤の長期
99.33％、リコピンが 100％であった。
で幅広い使用を促進し、農業生物多様性と食糧安全保障に
対照的に、世界的な農業の進化によって、この 25 年間
対する脅威を象徴するものである。
でジャガイモ、キャッサバ、トウモロコシ、コメ、コムギ
など、主食の生産量が大きく増加した(FAO 2013b)。この
ような主要食糧は、おもに風媒、自家受粉、あるいはその
殺虫剤抵抗性
138 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:119–134 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30） 数種の作物害虫は、ネオニコチノイド系殺虫剤への抵抗性
どの多様な作物を生産する農作業の帰結である、と考える
を発達させている(Jeschke et al. 2011)。ワタアブラムシ
ことができる。これからの農業は、総生産量の増加に限定
(Aphis gossypii)にイミダクロプリドやアセタミプリドへの
せず、貴重な農業形質を供給する作物の遺伝的多様性維持
抵抗性が認められた(Herron and Wilson 2011)。ネオニコ
にも配慮することに焦点をおくべきである(Sperling and チノイド抵抗性を示す他の作物害虫には、オンシツコナジ
McGuire 2012)。農業生物多様性と種子安全性の保全は、
ラミ(Trialeurodes vaporariorum) (Karatolos et al. 2010)やコ
地域ですでに知られている作物の品種の普及を促進し、地
ロラドハムシ(Leptinotarsa decemlineata) (Szendrei et al. 元の伝統的な栄養価の高い品種を入手しやすくすること
2012)がある。 で実現されると考えられる。このような作物の多くは、昆
ベトナム、中国、日本など東アジア諸国に生息するトビ
虫による送粉に依存しているため、送粉者に悪影響を及ぼ
イロウンカ(Nilaparvata lugens)でも、殺虫剤抵抗性の発達
す殺虫剤が広く持続的に利用されるというリスクにさら
が報告されている(Wang et al. 2008)。トビイロウンカのイ
されている。ネオニコチノイド殺虫剤の利用は、この点で
ミダクロプリド抵抗性が、最新の調査で再確認された
食糧安全保障と持続可能な農業の発展を脅かす可能性が
(Azzam et al. 2011)。Zhang ら(2014)は、中国の中央部・
ある。
東部・南部で 9 野外個体群のトビイロウンカを観察し、
2009～2012 年まで殺虫剤抵抗性を測定した。2012 年に採
結論
取された 9 野外個体群のすべてが、イミダクロプリドに対
し抵抗比 209.3～616.6 の著しく高い抵抗性を発達させて
本稿では、とくにネオニコチノイド系殺虫剤だけでなくフ
いた。ネオニコチノイドへの抵抗性は、2009 年より 2012
ィプロニルについても、浸透性農薬が多数の生態系機能や
年にさらに高くなった。2012 年、チアメトキサムへの抵
サービスに与える潜在的影響を検討した。土壌機能および
抗比は 17.4～47.1、ニテンピラムは 1.4～3.7 と大きく異な
食糧生産システムに組み込まれた無脊椎動物の役割と脆
っていた。野外個体 9 群のうち 6 群は、ニテンピラムに対
弱性、ならびに養殖漁業を支える水生生物多様性への脅威
して 2012 年に 2011 年より高い抵抗性を示した。総合的に
についても調査した。健全な生態系機能と食糧生産を保全
みてこれらの報告は、ネオニコチノイ系殺虫剤の利用が広
するための、消費者、捕食者、送粉者、分解者としての微
がると、標的害虫の抵抗性の発達速度が増すことを証明し
生物、昆虫、他の無脊椎動物の重要な役割に関する明らか
ている。害虫抵抗性は、殺虫剤の施肥量や施用頻度を次々
な証拠を提示した。これらのかけがえのない生物について
に増し、経済コストや環境コストの増加を招くことになる。 調査すると、その浸透性農薬に対する脆弱性が明確になっ
た。多くのネオニコチノイド殺虫剤は、土壌・水中で残留
食糧安全保障の結論
性があり、処理種子の播種時に粉塵粒子に含まれることか
ら、生態系サービスを提供する多数の生物有機体がそれを
浴びて、ときに影響を受ける可能性が高い。 国連の枠組みにおける食糧安全保障の定義には、食糧の物
ネオニコチノイドとフィプロニル殺虫剤は、陸生、水生、
理的な入手しやすさと長期にわたるその安定性が含まれ
土壌の有用な微生物種、無脊椎動物、脊椎動物など広範囲
ている(FAO 2008)。食糧の品質と多様性、食糧生産の生態
に致死的・亜致死的影響を与えるレベルで、環境中に存在
学的、社会的な持続可能性もまた食糧安全保障の重要な部
している。これらの有用な生物種は、健全な生態系機能・
分である。送粉者依存作物の消費量が増加したことにより、
サービスの鍵である多様な特性(例、窒素固定細菌、送粉
農業の送粉者依存度が高くなっている(Aizen et al. 2008)。
者、栄養再循環者)を具えている(Perrings et al. 2010)。ネ
ネオニコチノイド殺虫剤はミツバチなどの飼養送粉昆虫
オニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルの広範な利
への脅威とみなされているが、多数の野生送粉昆虫にとっ
用が有用な生物種に危害を及ぼしている証拠はつぎつぎ
ても同様である。理論的な可能性のみで未だ実証されてい
に得られており、その影響が消費材(食糧、燃料など)でも、
ないが、送粉の低下により、作物生産量と果物や野菜の多
非消費材(健康など)でも、生態系サービスの低下を招く可
様性が地球規模で低下していることの証拠が、地域規模で
能性がある。
存在している。広く利用されている種子処理は、必ずしも
世界人口を十分に養うため、作物を保護する方法や製品
作物生産量を増やすとは限らず、送粉者と土壌健全性を脅
には、害虫による生産量損失を減らすことが常に求められ
かし、害虫の抵抗性を助長しているようにみえる。どのよ
る。しかし、食糧安全保障、生態系サービス、環境の全シ
うな殺虫剤でも、ひとつの種類を広範囲で大規模に利用す
ステムの十分な機能性などに対する潜在的有害性を軽減
ると農業生物多様性への脅威になりうることが、立証され
するためには、持続可能な害虫防除の方法と製品の選択を
ている。
するべきである。殺虫剤耐性と生態系の各コミュニテイー
農業生物多様性とは、必須微量栄養素を供給する作物な
における抵抗性形質およびまたは機能的回復力の選択
第６章 生態系機能および生態系サービスに対する危険性 139 (Köhler and Triebskorn 2013)の両方、またはいずれか一方
を、ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの広範でと
きには予防的な利用の継続を正当化する理由とするのは、
生態系サービスの保全にとって危険性の高い戦略である。
すでに発表されている文献では、これら浸透性殺虫剤の標
的以外への影響と生態系サービスへの効果との関連は必
ずしも明らかではないが、広範囲に及ぶ使用、残留性、さ
まざまな有用な生物種への毒性などは、これらの生物種に
依存している生態系サービスが危険にさらされているこ
とを強く示唆するものである。 謝辞 本稿は、国際浸透性殺虫剤タスクフォース（TFSP）
のバリ（2010）、バース（2011）、ケンブリッジ（2012）、
モンテグロット、パドバ（2012）、ルーヴァン=ラ=ヌーブ
（2013）、レニャーロ、パドバ（2013）での総会での議論
により有益な示唆を得た。最初の責任著者以外の著者名は
アルファベット順である。ほとんどの著者は、公的機関か
大学に勤務しているが、例外は D.A. Noome で、TFSP での
独立した仕事について the Stichting Triodos Foundation から資
金援助を受けている。この仕事は、the Triodos Foundation’s
Support Fund for Independent Research on Bee Decline and
Systemic Pesticides により資金提供を受けた。この支援基金は、
Adessium Foundation (オランダ), アクト・ビヨンド・トラスト
(日本), ユトレヒト大学(オランダ), Stichting Triodos
Foundation (オランダ), Gesellschaft fuer Schmetterlingsschutz (ド
イツ),M.A.O.C. Gravin van Bylandt Stichting (オランダ),
Zukunft Stiftung Landwirtschaft (ドイツ), Study Association
Storm (Student Association Environmental Sciences Utrecht
University), Deutscher Berufs- und Erwerbsimkerbund e. V. (ドイ
ツ), Gemeinschaft der europäischen Buckfastimker e. V. (ドイツ)
と市民の寄付により賄われた。寄付者は、研究のデザイン、
データ収集、分析、出版の決定、原稿の作成に一切関与しな
かった。 オープンアクセス 本稿は、原作者および発行元より与え
られた、使用、頒布、複製をあらゆる媒体で許可するクリ
エイティブ・コモンズ・ライセンスの名の許に、頒布され
るものである。 Ahemad M, Khan MS (2012) Ecological assessment of biotoxicity
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144 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:119–134 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30） 第７章 害虫駆除のための代替案 145
浸透性殺虫剤による生物多様性と生態系への影響に関する世界的な統合評価書
害虫駆除のためのネオニコチノイド系殺虫剤の代替案：
農業および林業における事例研究
Lorenzo Furlan・ David Kreutzweiser
受付：2014 年 4 月 14 日 採用：2014 年 9 月 16 日 オンライン出版：2014 年 10 月 3 日
Environ Sci Pollut Res (2015) 22:135–147 DOI 10.1007/s11356-014-3628-7
©The Author(s) 2014. This article is published with open access at Springerlink.com
ネオニコチノイド研究会監訳初版：2015 年 4 月 30 日
要約 ネオニコチノイド系殺虫剤は、病害虫防除のため
キーワード ネオニコチノイド系殺虫剤・総合的病害
に世界中で広範囲に使用され、特に農業における病害
虫管理・農業・トウモロコシの病害虫・林業
虫管理のため広く行き渡っている。ネオニコチノイド
はじめに
系殺虫剤のこの広範囲にわたる予防的な施用が、有益
生物とその生態学的機能に重大なリスクをもたらすこ
とを示す証拠が相次いでいる。これが害虫防除のため
ネオニコチノイド殺虫剤に代わる代替案探索のきっか
けである。総合的病害虫管理(IPM)戦略にのっとったネ
オニコチノイド系殺虫剤の代替案適用の原則を解説す
るため、イタリアのトウモロコシ生産およびカナダの
森林における害虫防除の代替策を例に引く。IPM の取
組みは、入手可能なあらゆる関連情報を考慮に入れた
うえで確かな情報に基づいて管理決断し、実際の必要
に基づく害虫防除策を提供する。我々は、輪作の多様
化、植付け・耕作・灌漑時期の変更、害虫生息地域で
の病害虫に強い作物の採用、生物農薬の利用、低有害
危険性の代替殺虫剤への取組みなど、トウモロコシ害
虫 3 種の管理策および数種の森林侵入害虫の管理策の
利点と欠点を調査する。代替案の調査研究を継続する
のは当然として、同時に、情報の伝達、農業従事者と
害虫管理者の訓練の必要性と IPM 戦略およびその害
虫防除代替策の採用促進のための方針と規制の必要性
を強調する。
浸透性殺虫剤は様々な作物を保護するために使用され
る。ネオニコチノイド系殺虫剤は多くの病害虫防除に
対する有効性と、その浸透作用に基づき農業に広範囲
に使われているため、2008 年までには世界の殺虫剤市
場の 4 分の 1 を占めるに至り(Jeschke et al. 2011)、この
割合は上昇しつつある(Simon-Delso et al. 2014)。農業
へのネオニコチノイド系殺虫剤の大規模な使用は、農
業システムの簡略化と害虫防除への多量の殺虫剤使用
によって有効性と利益を最大限に高めるといった、技
術上および経済上の目標に見合うことは疑いない。し
かし、この大規模な使用により、ネオニコチノイド系
殺虫剤の高度で広範な殺虫活性が、非常に低い用量で、
環境への影響という深刻な危険有害性につながること
を示す証拠が増えている(Henry et al. 2012; Goulson
2013; van der Sluijs et al. 2013, 2014; Whitehorn et al.
2012)。ネオニコチノイド殺虫剤の大規模でしばしば防
除的な使用(Goulson 2013)は、殺虫剤処理が必要か否か
を判断するための経済的に重要な病害虫個体数の評価
を含む、総合的病害虫管理(IPM)方法の主原則とは対照
的である。IPM の原則は多年にわたる現地実験や科学
研究から導き出されたものであり(Baur et al. 2011)、欧
Responsible editor: Philippe Garrigues
L. Furlan (*)
Veneto Agricoltura, Legnaro, PD, Italy
e-mail: lorenzo.furlan@venetoagricoltura.org
州連合では指令 2009/128/CE によって要約され、義務
化された。農業環境に関する手順を以下に示す。
1． 害虫防除の決断以前に、可能な場所で十分な方法
と手段によって有害生物を監視しなければならな
D. Kreutzweiser
Canadian Forest Service, Natural Resources Canada, 1219
Queen
Street East, Sault Ste Marie, ON P6A 2E5, Canada
い。手段には、野外観察、科学的に正当な警告、
予測、および早期診断システムが含まれる必要が
ある。
146 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:135–147 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
2． 評価によって、作物保護に関する規定の要防除水
を占め、使用される種子の大半がネオニコチノイド系
準を超えた水準であることが判明した時と場所に
殺虫剤でコーティングされた(USDA-NASS 2013)。欧州
限り、処置を施す。
連合のトウモロコシ生産は年間約 1,400 万ヘクタール
3． 要防除水準を超えている場合、耕作に関する時期
で、フランス、ルーマニア、ドイツ、ハンガリー、イ
などの修正、種まき日の選択と修正、輪作順序の
タリアがそれぞれ年間 100 万ヘクタールを超える
変更などによって、新たに認識された害虫集団を
(Meissle et al. 2010)。ネオニコチノイド系殺虫剤はトウ
忌避するなど、トウモロコシへの被害を避けるた
モロコシに主として種子コーティングにより使用され
め輪作を主とする農業措置を考慮する必要がある。
ており、種子、幼苗、および若木を初期生育段階で守
4． 要防除水準を超え、農業的な解決策が利用できな
ることを目的としている。トウモロコシへの施用を含
い場合、化学的処理の代わりに生物学的防除や物
むネオニコチノイド系殺虫剤の使用量の増加は、ハチ
理的処理など、他の非化学的害虫防除策を考慮し
の障害や蜂群崩壊など環境への深刻な曝露および影響
なくてはならない。
となり、それによって授粉などの生態系サービスに影
5． 要防除水準を超え、農業的解決法、生物学的防除
響を与えている(Goulson 2013; van der Sluijs et al.
など非化学的害虫防除策を利用できない場合、環
2013, 2014; Bonmatin et al. 2014; Chagnon et al. 2014;
境衛生やヒトの健康への危険有害性の低い化学的
Pisa et al. 2014)。
処理法の中から選択し、施用する空間および時間
ヨーロッパにおける殺虫剤全般、特にネオニコチノ
を制限し、害虫の抵抗性の有害危険性を最低に抑
イドの使用を低減させる第一の方法は、殺虫剤の持続
える方法で用いる必要がある。
可能な使用に関する欧州指令 128/2009/EC によって提
唱された IPM 戦略の適正な実施である。本指令は 2014
病害虫駆除に関しネオニコチノイド系殺虫剤の代替
年 1 月以来欧州連合におけるすべての作物への IPM の
品の入手および使用が可能であることを示すため、2
適用を義務としている。IPM 戦略は果樹園やブドウ園
件の事例研究を解説する：(i)トウモロコシへの処理
などのプランテーションで通常用いられるが(Baur et
(Girolami et al. 2012)。この場合、ネオニコチノイド系
al. 2011)、ヨーロッパではトウモロコシなど他の栽培作
殺虫剤とミツバチへの悪影響との間に関連があった。
物には広範に導入されてはいない(Furlan et al. 2013)。
(ii) 侵入病害虫防除のための樹木への処理。農業の事例
耕作農場はしばしば収入、労働力および技術の点で限
研究が重要であるのは、イタリアで広大な土地単位で
界があるため、指令を確実に成功させるのに特別な努
行われ[25 年間にわたり数千ヘクタール(Furlan 1989;
力が必要である。このことは、IPM を栽培作物に導入
Furlan et al. 2002, 2007b, 2009a, 2011; Ferro and Furlan
するのであれば、(a)低価格戦略、（b）時間効率の良い
2012)]、環境への副作用の可能性のある開墾および病害
手段、(c)経済的・環境的に持続可能な殺虫剤またはそ
虫防除方法に関連するためである。カナダでは、森林
の他の病害虫防除方法が必要、ということである。
の事例研究は固有の病害虫問題と、カナダ自身の環境
これらの目標を達成する 1 つの方法は、作物処理の
問題や解決策を明らかにするため意義深い。
オプションに関するオンライン情報を提供し、技術基
準を解説できる近代的助言制度の開設である。この制
度はイタリアで新たな Bollettino delle Colture Erbacee
トウモロコシの病害虫管理代替策の事例研究
(“農作物年次報告書”)
(http://www.venetoagricoltura.org/subindex.php?IDS
2010 年までに、ネオニコチノイド系殺虫剤は世界の殺
X=120)によって実証されている。この報告書は、いつ
虫剤総使用量の 27％に達し(Casida and Durkin 2013)、
どこで病害虫集団が耕作地に経済的リスクとなるかを
トウモロコシの病害虫管理への適用は農業における殺
立証する、低費用で地域全体に及ぶ害虫および病気の
虫剤使用量で最も高い水準にある。例えば、米国では
監視システムに基づいている。危険有害性が実際に発
2009～2011 年に 1,800 万ヘクタールを超すトウモロコ
生した場所では、実地評価を如何に行うべきかを助言
シが、ネオニコチノイド系殺虫剤によって処理された
する。地域全体に及ぶ監視が低費用であるのは、(a) 使
(Brassard 2012)。その内訳は、クロチアニジン 810 トン
い勝手が良く低価格のフェロモン罠、(b) 気象情報を用
超およびチアメトキサム 570 トン超が米国で 1 年間に
いた病害虫生息モデル[例、タマナヤガ(BCW: Black
使用され、ほとんどがトウモロコシに使用された
Cutworm)の監視および予報プログラム(Furlan et al.
(Simon-Delso et al. 2014)。食物、飼料、バイオ燃料の
2001c)]、西洋ネキリムシ(WCR: Western Corn
ためのトウモロコシ生産は、米国の耕作地の最大面積
Rootworm)の卵孵化に関する Davis モデル(Davis et al.
第７章 害虫駆除のための代替案 147
1996)、(c) 地理情報システム GIS マッピングに基づく
である(Goulson 2013)。このような場合、少ない害虫個
空間解析(例、地球統計学、De Luigi et al. 2011)、(d) 多
体数が監視と現場評価で確認されれば、IPM の実践を
数の地域からの作物栽培に関する情報、などに基づい
成功させるための情報になると考えられる。このよう
ているからである。IPM が信頼され、手ごろな価格で
に一般的に危険有害性が低水準であることから、害虫
栽培作物に適用されるためには、必要な場所であれば
による収量低下に対する金銭的補償には、生産者が自
地域・地方を問わず農場レベルで監視と評価を行わな
己負担で保険に加入する農作物保険計画のほうが、予
くてはならない。
防的な土壌殺虫剤施用より適しているであろう。再度
地方農場に関しては、地域レベルで特定の昆虫によ
の種まきの必要性、および種まきの遅れまたは生育株
る重大な作物被害の危険性のある地域が確認された時、
の減少による収益の損失など、トウモロコシの被害に
監視には現地の検体を入手する必要がある(Furlan et
よる総費用は、植えつけた農場全体の防除の総費用よ
al. 2013)。作物発育の監視によってもさまざまな感受性
り低い場合が多く(Furlan et al. 2014)、しかもネオニコ
の水準が明らかになるため、それに応じて介入方法が
チノイド系殺虫剤の環境への副作用を考慮する必要が
調整されねばならない。
ない(van der Sluijs et al. 2014)。
農業従事者などの実践者は、これらの事項について
随時情報を与えられ、生産コストに競争力があり環境
コメツキムシ群の正確な監視および被害予想
への影響が少なく成功した IPM プランに基づく正しい
情報の使い方を訓練される。以下で、ネオニコチノイ
効果的で持続可能なトウモロコシ生産策は、被害を受
ド系殺虫剤の予防的使用に依存しない、イタリア(ヨー
けやすい作物を有害なコメツキムシのいない地域に植
ロッパの他の地域にも適用できる)におけるトウモロ
えることである。現在では、コメツキムシの生息水準
コシへの一般的害虫管理の IPM の選択肢をいくつか簡
が、フェロモン罠で確実かつコスト効率よく予想でき
略に述べる。
(Furlan et al. 2001a; Gomboc et al. 2001; Karabatsas et
al. 2001; Tóth et al. 2001, 2003)、これがヨーロッパの主
なアグリオテス Agriotes 属すべて[ヨツボシマグソコガ
コメツキムシ類(Agriotes spp.)の防除
ネ(Agriotes sordidus Illiger), Agriotes brevis Candèze,
アグリオテスリネアツス(Agriotes lineatus L.), アグリ
長期のデータによれば、イタリアのトウモロコシ農場
オテス・スプタトール(Agriotes sputator L.), アグリオテ
の大半は、種まき時に殺虫剤による防除の必要はない
ス・オブスクルス(Agriotes obscurus L.), Agriotes
ことが示唆された(Furlan 1989; Furlan et al. 2002,
rufipalpis Brullè, Agriotes proximus Schwarz, Agriotes
2007b, 2009a, 2011, 2014; Ferro and Furlan 2012)。実際、
litigiosus Rossi, Agriotes ustulatus Schäller]の監視に適
トウモロコシ農場の主な土壌害虫であるコメツキムシ
している。過去数年間に、調査研究によりフェロモン
が、多数生息する土地の割合は非常に低いことが多い
罠捕獲の生物学的重要性についての有益な情報が提示
[例:トウモロコシ大規模生産地域である Veneto 地区で
され、その誘引範囲が明らかにされた(Sufyan et al.
5％以下(Furlan 1989; Furlan et al. 2002, 2007b, 2009a,
2011)。
2011; Ferro and Furlan 2012)]。欧州レベルでは、同様
フェロモン罠に捕獲された成虫(コメツキムシ)で、少
の結果が欧州プロジェクト PURE(枠組み VII)から報告
なくともヨツボシマグソコガネ、A. brevis Candèze、
されている。監視の最初の 3 年後、フランス、ハンガ
A. ustulatus Schäller という主な 3 種に関しては、土壌
リー、スロヴェニア、ドイツ、およびイタリアの他地
中の幼虫の個体数と相関すると考えられる(Burgio et
域の実験農場では深刻なコメツキムシによる被害は検
al. 2005, 2012; Furlan et al. 2001b, 2007a; Pozzati et al.
出されなかった(Furlan, 未公表データ)。何百区画もの
2006)。しかし、この関連性はアグリオテス・オブスク
土地が調査されたイタリアからの調査研究では、コメ
ルス 、 アグリオテス・リネアツス 、 アグリオテス・ス
ツキムシ被害がなかったことや作物自体の補償能力の
プタトールなど他の主要なヨーロッパ種に関してはそ
ため、収穫高においても生育株においてもネオニコチ
れほど確かではない(Benefer et al. 2012; Blackshaw
ノイド処理したトウモロコシと未処理の区画に大半の
and Hicks 2013)。イタリアでは空間モデル(例、地球統
実験で統計学的有意差はなかった(Balconi et al. 2011;
計学的解析)を用いることができ、大規模農場や生態域
Boicelli 2007; Ferro and Furlan 2012; Furlan et al. 2002,
地方など異なる空間規模でアグリオテス群の動態を予
2007b, 2009a, 2011)。
測する。これを農業および地理的変数と連動させるこ
これらのデータから、殺虫剤がしばしば不要であり、
とで、より正確な危険有害性の分析と、監視費用の最
生産高の上昇に必ずしも効果的ではないことが明らか
適化がもたらされた(Burgio et al. 2005)。
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フェロモン罠監視で得られた情報は、各昆虫種の生
影響を与える最重要因子が作物の輪作であることを示
物学的・生態学的情報とともに、現場の農業と気候の
しており(Furlan and Talon 1997; Furlan et al. 2000)、こ
特徴評価に基づく生息数および実際の作物被害の有害
のことは東欧のハンガリーなど他の地域でも同様とみ
危険性予測を、改善することができる(Furlan 1996,
られる(例、Szarukàn 1977)。理由は、牧草地や輪作周
1998, 2004); Masler 1982; Rusek 1972; Kosmacevskij
期内の二毛作は、成虫として越冬する能力を持つ種の
1955)。主な危険因子は、(i) 土壌の有機物含有量が 5％
個体数増加につながるからである(Furlan 2005)。した
を超す(Furlan 1989, 2005, 未発表データ; Furlan et al.
がってこれらの要因のいかなる変更もコメツキムシ集
2011)、(ii) 牧草地や二毛作(オオムギとダイズ、ライグ
団の動態を妨害することになる。
ラスとトウモロコシなど)で過去 2 年間継続して土壌が
輪作の変更、すなわちコメツキムシの生育に最適な
植物で覆われている、の 2 点である(Furlan 1989, 2005,
作物の一時的撤去が群の防除にとって主要な農業戦略
未発表データ; Furlan and Talon 1997; Furlan et al.
である。耕作時期の変更、すなわちコメツキムシのラ
2011)。作物栽培に関する危険因子がみられない場合、
イフサイクルの最も重大な局面(ほとんどの産卵が終
対策は必要ない。フェロモン罠によってコメツキムシ
わり、初齢幼虫が土壌にいる時期)で土壌耕作ができる
の高い生息密度や栽培作物に関する危険因子の存在が
輪作を選択することも、コメツキムシの個体数を減少
確認された場合、コメツキムシの個体数が要防除水準
させる(Furlan 1998, 2004)。耕作時期は主なアグリオテ
を超える地域を正確に見極めるため、幼虫向けの餌付
ス種のさまざまなライフサイクルに従って変更するの
き罠(Chabert and Blot 1992; Parker 1994, 1996; Parker
が良い。灌漑時期を変えて、産卵直後に土壌の最上層
et al. 1994)を使用することができる。しかし、アグリオ
部を確実に乾燥させるのも、アグリオテス群防除の効
テス各種の餌付き罠への反応はさまざまに異なってお
果的手段になりうる(Furlan 1998, 2004)。感受性の強い
り、結果的に閾値を別々に評価しなくてはならない
植物に害を与える害虫の能力が季節により異なること
(Furlan 2011)。したがって種の確認が重要であり、目
を考慮すると、植付け時期の変更も効果的である。例
下ポリメラーゼ連鎖反応(PCR)および DNA 塩基配列決
えば、晩春まで幼虫はほとんどが非摂食期であるため、
定法を利用できるが(Staudacher et al. 2010)、より実用
非常に高密度の A. ustulatus 群でもトウモロコシに害
的かつ実現可能な他の確認方法が各地域で開発される
を与えない(Furlan 1998)。したがって、少ない害虫個
必要がある。過去 20 年を超すイタリアのトウモロコシ
体数あるいは害を与えない生活史段階と時期を合わせ
農場からのデータにより、研究者らは、1 平方メートル
た植付け時期の調整も効果がある。個体群防除の別の
当たりの幼虫数、あるいは餌付き罠あたりの平均幼虫
作物栽培関連ツールには、主な実用作物から害虫を引
数と A. brevis、ヨツボシマグソコガネ、および A.
き離す防除作戦として、冬小麦などの罠作物を農場に
ustulatus の被害を受けたトウモロコシの本数との間に
混植する混作がある(Furlan and Toffanin 1994; Vernon
密接な相関関係を確認することができた(Furlan 2014)。
et al. 2000)。
コメツキムシの生息数が閾値を超える場合、化学的処
理に訴える前に、農学的および生物学的処理を考慮す
コメツキムシ群防除のための生物学的手段の適用
る必要がある。
感受性の強い作物を害虫被害のない農場に植える場合
コメツキムシ群防除のための農業戦略
を除き、有害なコメツキムシ群の被害を受けた農場に
対し、他の一連の有望な選択肢が利用できる(Furlan
輪作、食糧資源、気象および農業状況(主に有機物含有
2007)。これらさまざまな防除策の一部の作用機構と有
量)、さらに土壌の他の特性などが、幼虫生息密度に影
効性が管理条件下で正確に評価され(Furlan and
響を与える主要因である(Furlan 2005)。全般に、被害
Toffanin 1998; Furlan and Campagna 2002)、現在では
を受けないあるいは受けにくい作物(例、ダイズ)の大半
殺生物性植物および種子ミールのみが実質的選択肢で
は、害虫の生息が確認された農地に植え、残りの耕土
あることが分かっている(Furlan et al. 2009b, 2010)。こ
にはトウモロコシなどの被害を受けやすい別の作物を
れらの潜在力は、単に種まき時またはその直前にコメ
植えることができる(Furlan and Toffanin 1996)。作物
ツキムシ個体数を減少させるためだけでなく、特に個
に対する経済的損害防止には、特定の防除手段を使わ
体数の増加抑止のための施用の場合(Furlan et al.
ず、輪作および作物の適切な配分で十分である(Furlan
2009b, 2010)、ネオニコチノイド系殺虫剤およびそれに
et al. 2011)。
代わりうる他の化学殺虫剤に匹敵すると考えられる
イタリアの研究からのデータは、コメツキムシ群に
(Ferro and Furlan 2012)。
第７章 害虫駆除のための代替案 149
コメツキムシ群防除への化学殺虫剤の適用
(Blandino et al. 2014; Boriani 2006; Hein and Tollefson
1985; Kos et al. 2014)。米国の著者らの記述によれば、
コメツキムシ生息数が要防除水準を超え、農業的生物
前年 8 月最後の 3 週間内の一時期(7 日間位)に捕獲され
学的選択肢が役に立たない現場では、ピレスロイド系
た甲虫が PhAM 罠あたり 40 匹以上であれば、経済閾
や有機リン系などネオニコチノイド系に代わる殺虫剤
値を超えたと考えられる(Hein and Tollefson 1985)。イ
を利用できる(Wilde et al. 2004; Ferro and Furlan 2012)。
タリアでは、成虫の飛翔開始後 6 週間にわたり、閾値
これらは殺虫剤施用の最良の慣行に従い控えめに施用
は平均成虫 42 匹/PhAM 罠/日であった(Boriani 2006;
する。土壌殺虫剤の有効性は、土壌および天候の状況
Blandino et al. 2014)。クロアチアでは、31 週目の閾値
(例、豪雨は殺虫剤の活性成分を除去する)によって影響
は成虫 41 匹/PhAM 罠と推定された(Kos et al. 2014)。
を受け、ネオニコチノイド系でも代替殺虫剤でも防除
経済閾値は気候や農業の状況、およびトウモロコシと
の失敗につながる可能性がある(Ferro and Furlan
殺虫剤の値段により大幅に異なる(Oleson et al. 2005)。
2012; Furlan et al. 2011, 2014)。Wilde らによれば(2004)、
ストレスが低い場合(十分な水と肥料補給された適切
コメツキムシの防除ではネオニコチノイド系といくつ
な土壌)、WCR 集団の攻撃が引き起こす根の被害が 0
かの代替殺虫剤との間に重大な相違は認められず、イ
～3 段階の 1 であっても、トウモロコシ生産高はそれほ
タリアで 10 年にわたって行われた試験では、代替殺虫
ど減少しないようである(Oleson et al. 2005)。逆に、ト
剤のほうが失敗の可能性が高い場合もあることが示唆
ウモロコシ栽培へのストレスが高いと、根の損傷率が
される(Ferro and Furlan 2012; Furlan et al. 2011, 2014)。
低くても生産高が減少することがある(Oleson et al.
2005)。ともあれ WCR 集団による攻撃が非常に少なけ
西洋ネキリムシ（ウェスターンコーンルートワーム、
れば(根の損傷スコアは 0～3 段階で<0.3、Furlan et al.
Diabrotica virgifera virgifera）の防除
2014)、生産高が減少する可能性は非常に低いのである。
罠監視ネットワークデータに基づき、革新的統計手段
ヨーロッパにおける西洋ネキリムシ(WCR)によるトウ
(De Luigi et al. 2011)によって生産高減少につながるほ
モロコシへの被害は、トウモロコシの連作が採用され
ど生息密度の高い地域を確実に確認または予測できる。
ている場所で、特に作付が数年間延長される場合にお
こりうる有害危険性である(Furlan et al. 2014; Kiss et
WCR 群防除のための農業戦略
al. 2005; Sivčev et al. 2009)。ただし経済的損害は WCR
の個体数が多い地域でのみ発生する。トウモロコシを
輪作が主流の南部ヴェネト州への WCR の侵入は 6 年
輪作で栽培する場合、WCR 個体数は通常経済的に重要
以上も前であるが(De Luigi et al. 2011)、近隣の連作ト
な閾値未満に抑えられ、重大な作物被害のリスクはほ
ウモロコシ農場でさえも生息レベルは低いままで、経
とんどない(Kiss et al. 2005; Meinke et al. 2009; Sivčev
済的損害は認められていない(Furlan et al. 2014)。輪作
et al. 2009)。したがって、WCR に対する IPM は作物の
が一般的ではないヴェネト地域では、WCR の平均生息
組織的輪作を基本とし、指令 2009/128/EC によって言
レベルは高く、根の被害の危険有害性は少なくない。
明され、[D. virgifera virgifera Le Conte(WCR)の存在が
連作栽培のトウモロコシは、その他のいかなる種類の
確認されている EU での防除方法に関する]委員会勧告
作物とも輪作することができる。トウモロコシと関係
2014/63/EU によって確認されたように、害虫発育およ
が深いイネ科の植物を、冬作物後の最初あるいは 2 番
び個体数レベルに関する情報によって裏付けられる必
目の作物として使ってもよい(例、冬コムギ+ソルガム
要がある。
またはライグラス+ソルガム)。WCR のサイクルを断ち
切るため、トウモロコシそのものも WCR 卵の孵化後
正確な WCR 個体数の監視と被害予測
にまかれるのであれば 2 番目の作物(例、冬コムギ+ト
ウモロコシ)として使用してもよい(Davis et al. 1996)。
WCR 個体数レベルの監視には餌付きおよび餌無しの
前述の結果から、長期間連作のトウモロコシ農場を
罠が利用できる(Schaub et al. 2011)。もっとも広く使わ
毎年監視し、WCR 生息閾値を超えた場合はトウモロコ
れている餌無し罠には黄色粘着罠があり、さまざまな
シと他の作物を 1 年だけ交代させ、次のトウモロコシ
製造業者の製品が容易に入手できる。閾値評価のため
栽培で監視を行うのが適切な IPM の方法であることが
に一般的に用いられている粘着罠はフェロコン
分かる。定期的な輪作は WCR の生活環を断ち切り、
AM®(PhAM)である。米国および欧州の著者らは、黄
個体数を要防除水準以下に保ち、殺虫剤の必要性を排
色粘着罠(PhAM)で捕獲される成虫数と次の年に被害
除する。実際、トウモロコシはさまざまな頻度で輪作
を受ける植物は相関していることを証明した
が可能で、数年間の連作後でも、監視により WCR 生
150 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:135–147 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
息レベルの上昇が判明した場合のみでも可能である。
および植付け時の畝間処理としての土壌への施用は、
作物の輪作は昆虫個体数の管理に加え、他の農業上の
それほど WCR 群の防除にはならないことがわかる
利益をももたらすため(Furlan et al. 2014; Saladini et al.
(Furlan et al. 2006)。IPM 処理でも作物被害の防除には
2009)、ますます奨励されている。
不十分で、殺虫剤の援護が必要なトウモロコシ農場も
IPM 方策のひとつとしての柔軟な輪作の成功は、地
ある場合、ネオニコチノイド系に代わる殺虫剤も利用
域全体のシミュレーション(メタモデル)によっても確
できる。例えば、ピレスロイド系や有機リン系殺虫剤
認されている。これらのモデルでは、例えば 3 年後に
の WCR に対する効力は、ネオニコチノイド系殺虫剤
トウモロコシの連作を中断すると、WCR をトウモロコ
と同程度 (Agosti et al. 2011; AA.VV. 2012; Blandino et
シ農場の 60％未満にうまく管理するための輪作の必要
al. 2013; Furlan et al. 2006; Waldron et al. 2002;
性が低減するなど、地域の WCR 個体数を要防除水準
Whitworth and Davis 2008)か、あるいはそれ以上であ
未満に抑えるのに、トウモロコシの 100％の輪作は必要
る(Oleson 2003; Oleson and Tollefson 2005)。殺虫剤に
ないことが示された(Szalai et al. 2014)。 米国で実証さ
よる WCR への防除は輪作による場合より効果は低く、
れたように、“変異 WCA”が輪作に順応し、経済的に重
殺虫剤の効力は土壌および気象状況さらには WCR 群
大なレベルの卵をトウモロコシの外部に産み付けたた
の圧力から影響を受ける可能性があり、結果として防
め、単純なトウモロコシ-大豆の輪作でトウモロコシに
除の失敗につながりうる(Boriani 2008, Furlan 未発表
被害が発生したというような場合には、さまざまな回
データ)。
数で多様な作物を輪作することも重要と考えられる
WCR の成虫に対する茎葉の殺虫剤処理(例、ピレス
(Levine et al. 2002)。
ロイド系および有機リン系殺虫剤による)は、時に、(i)
認可されている国々では、作物栽培関連の別の重要
開花前に用いれば成虫が噛み砕く被害からトウモロコ
な代替策に遺伝子組み換えトウモロコシがある。これ
シの絹糸(けんし)を保護するが、これは WCR の生息水
はこのトウモロコシに発現する土壌細菌バチルス・チ
準が非常に高く(Furlan 未発表データ)、IPM 戦略を実
ューリンゲンシス(Bacillus thuringiensis)のタンパク質
施すべきではない場合に限り必要である、(ii) 実際に
が WCR 幼虫に有毒であるため、WCR の被害を防止す
WCR 生息水準と、続く雌による産卵数を低減させる。
るからであり(Meissle et al. 2011; Vaughn et al. 2005)、
発育モデル(Nowatzki et al. 2002)の利用も、茎葉の殺虫
有効性はネオニコチノイド系殺虫剤より優れているこ
剤処理が雌による産卵数を大幅に低減させうる時期を
とが分かっている(Oleson and Tollefson 2005, 2006)。
特定するのに役立つ。さらに、この発育モデルは、ア
遺伝子組み換えトウモロコシは害虫抵抗性管理対策に
ワノメイガ(Austria nubilalis)の幼虫の防除によって、
基づいて用い(Onstad et al. 2001)、個体数を“遺伝子組
WCR 成虫数が翌年の非経済的生息水準に達するのを
み換えでない”トウモロコシに対する要防除水準未満
も低減させられるか否かを明らかにする。しかし、茎
に抑えておくための他の農業関連の方策と統合する必
葉の処理は慎重に用いるべきで、IPM の他の方法が成
要がある。
功しない場合、あるいは殺虫剤の広範囲の使用が(i) す
でに WCR 幼虫(Ball and Weekman 1962)および成虫
WCR 群防除のための生物学的手段の適用
(Meinke et al. 1998)で証明された抵抗性、(ii)ハダニな
どの二次的害虫の発生、(iii) 環境影響の可能性、など
WCR 生息数を要防除水準未満に抑えておくためには
を引き起こすことがあるために施行できない場合に限
輪作が最適な方法であるが、昆虫病原性線虫によって
り用いるべきである。
圃場条件下で WCR 個体数を抑える有効な方法が得ら
IPM の原則および上述のイタリアでの数々の実地試
れるなど、効果的な生物学的防除策も化学殺虫剤の代
験から得た証拠に基づくと、トウモロコシの WCR 被
替として利用できる(Kurtz et al. 2007; Toepfer et al.
害の効果的な管理にネオニコチノイド系殺虫剤は必要
2010, 2013)。逆に、捕食寄生性のヤドリバエ Celatoria
ないという強力な証拠となる。米国では、トウモロコ
compressa は今のところ実用には適さないようである
シ農場におけるネキリムシ防除のための地域全体の害
(Toepfer and Kuhlmann 2004; Kuhlmann et al. 2005;
虫管理計画のもと、これらの原則および代替策が適用
Zhang et al. 2003)。
され、成功している(French et al. 2007)。
WCR 群防除のための化学殺虫剤の適用
タマナヤガ(Agrotis ipsilon)の防除
調査研究から、ネオニコチノイド系殺虫剤の種子処理
イタリア北部におけるトウモロコシへの攻撃の大半は、
第７章 害虫駆除のための代替案 151
侵入種であるタマナヤガ(BCW)、学名 A. ipsilon によっ
す主な害虫への IPM 戦略は、他の重要度の低い害虫が
て引き起こされる(Furlan et al. 2001c)。この種は北イタ
いる場合はその状況に合わせたうえで、他の国々のト
リアなど北部地域の状況下では通常越冬できないが
ウモロコシ生産にも応用できる。我々が詳述した 3 種
(Zangheri et al. 1998)、発生はむしろ南部地域からの集
の主要害虫に関する全体的な過程は、以下のように要
団飛来による侵入が原因である。種まき時の殺虫剤投
約できる：トウモロコシの種まき時には予防的化学処
入が推奨できないのは、BCW がこの時期には検出され
理はしない；タマナヤガ防除については、必要とされ
ず、植付け時に使用した殺虫剤の多くが時と共に効力
る時と場所の探索で補足した警報プログラムに基づき、
を失う一方で、種まき後幾日もしてから発生をみる結
閾値を超えればその場所で施行；WCR は主に農学的戦
果(Furlan et al. 2001c; Zangheri and Ciampolini 1971;
略によって防除；コメツキムシに対する処置は、上述
Zangheri et al. 1984)、防除が不十分になるためである
したモニタリング手段で検出した閾値を超える個体数
(Furlan 1989; Shaw et al. 1998)。しかしながら、非ネオ
を認める圃場の小区画に限定される。IPM 法の費用と
ニコチノイド系殺虫剤を使った救済処置(発芽してか
作物被害の危険有害性は、すべての場合に確実に農業
ら成熟するまでの間に適用)が非常に有効であること
収入を保証する投資信託システム(農民組合が直接管
が、米国で証明されている(100％近い防除、Shaw et al.
理する特別型の農作物保険)によって効果的に最小に
1998)。
抑えることができる。
BCW を管理する IPM 方法は、生息レベルを探知す
るための大規模なフェロモン罠監視、飛翔する蛾を運
んでくる南風の分析、および発育モデル(タマナヤガ警
カナダの森林における害虫管理代替策の事例研究
報プログラム、Furlan et al. 2001c; Showers 1997)から
なる組み合わせに基づいている。地域全体の監視によ
アオナガタマムシ(Agrilus planipennis) (コウチュウ目
り危険有害性の存在が確認された場合に限り、さらに
タマムシ科)は木に穴をあける外来侵入害虫で、北アメ
徹底した地方レベルの生息数監視(例、圃場の巡回)を行
リカ東部の広大な地域でトネリコ(Fraxinus spp.)の木
う。トラップ監視と風の分析で、蛾の存在の有無およ
の健康と生存にとって増大する脅威となっている
び存在する場所が特定されると、ディグリー・デイの
(Poland and McCullough 2006; McCullough and
累積値を、出来れば土壌温度と共に計算する[1 日当た
Siegert 2007)。全北米のトネリコ種はアオナガタマムシ
りのディグリー・デイ：(最高気温＋最低気温)/2－10.4℃
の被害を受けやすく、侵襲されると急速に枯渇する。
発達閾温度], Luckmann et al. 1976]。予測危険日に到達
トネリコは都会の森の重要な樹木であるうえ、農業用
した場合(現場における第 4 齢幼虫が 50％に達した時の
水路や渓谷、一時的水たまりや湿地帯、源流や水源地
累積ディグリー・デイ 176°)、BCW 幼虫に関し危険地
域に沿った水辺緩衝帯などの、水と関連した風景を特
域を監視し、平均被害作物量が 5％閾値を超えるようで
色付けている。この点で、トネリコは要となる森林種
あれば、危険を適切に低減する殺虫剤を発芽から成熟
で、河畔林や水界生態系の動態、および林冠の覆いや
まで使用できる。これによって必要とされる殺虫剤の
落ち葉の林床・水塊への投入による栄養循環などに影
総量が低減され、米国とイタリアでは数年間この方法
響を与え、調整する(Ellison et al. 2005; Gandhi and
が試されて成功することが証明された(Furlan et al.
Herms 2010; Flower et al. 2013)。したがって、これら
2001c; Showers 1997)。
生態学的に影響を受けやすい地域からのトネリコの急
トウモロコシに発現させたバチルス・チューリンゲ
速な消失は、必要不可欠な生息環境や生物多様性、お
ンシス(B. thuringiensis)のたんぱく質が BCW にとって
よびいくつかの重要な生態系サービスにとって危険有
有毒であるため、遺伝子組み換えトウモロコシには
害性となる可能性がある。
BCW に対する防除力を持つものもあるという証拠が
アオナガタマムシの個体数が増加し始めた場合、被
あるが、適正な殺虫剤による救済措置ほど効果はない
害管理に向けての最初の段階として、この昆虫の拡散
と推量される(Kullik et al. 2011)。加えて、BCW 防除の
と侵襲を遅らせるため提案されている 3 つの管理策を
ための遺伝子組み換えトウモロコシの使用は、WCR 防
以下に示す。(i) 生存するトネリコの木を侵襲前に切
除で示されたように、要防除水準個体数の BCW が実在、
断・除去する、(ii) 侵襲の最先端のトネリコに保護資材
あるいは成長しているか否かを知ることができない場
を巻く、(iii) 効果的な浸透性殺虫剤を施用する
合に決断されるべきである。この制約のため、BCW に
(McCullough and Poland 2010; Mercader et al. 2011)。
対する IPM 方法において遺伝子組み換えトウモロコシ
侵襲前あるいは初期に、生存するトネリコの一部を意
の使用は限定的である。
図的に除去することで、幼虫の発育に利用できる師部
我々がヨーロッパのトウモロコシ生産システムで示
を減少させる。この方法は、自然再生や戦略的疎植に
152 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:135–147 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
よって他の樹木種による林冠の再形成の機会をも提供
ガタマムシの幼虫や卵に寄生するのが認められ、米国
し、アオナガタマムシの侵襲によるトネリコの突然の
において将来の生物農薬として飼育されている(Lyons
消失の影響を最小に抑える(Streit et al. 2012)。侵襲の最
2013)。外来寄生昆虫の発見、輸入、生育において重要
先端のトネリコに保護資材を巻くと、おそらくは魅力
視されたのは、高度に宿主特定性を示す種の選択であ
的な揮発物質の増加や視覚的刺激のため、ストレスを
る。コマユバチ科(Braconidae)の Spathius agrili、ヒメ
受けた木は産卵する雌を多数ひきつける罠の木の役割
コバチ科(Eulophidae)の Tetrastichus planipennisi、トビ
を果たす(McCullough et al. 2009)。これらの罠の木は
コバチ科(Encyrtidae)の Oobius agrili の 3 種が、2007 年
幼虫の生育前に破壊されるため、アオナガタマムシの
以来米国北東部で生物学的防除の規制のもと毎年放さ
将来の群は特定のエリアに集中され、地域の個体数は
れて(Gould et al. 2012)、その個体数が監視されている。
減少する。
初期の兆しとしては、少なくとも 1 種(T. planipennisi)
木の枯渇を低減させアオナガタマムシの拡散を遅ら
がかなりの数からなる群の設立に成功しており、アオ
せる第 3 の策は、浸透性殺虫剤の使用である。損害を
ナガタマムシ防除開始の可能性がある(Duan et al.
与えるアオナガタマムシのライフステージが師部を食
2013)。T. planipennisi は 2012 年にカナダの 2 か所で放
べる幼虫期であるため、浸透性殺虫剤はこの害虫防除
され、群の設立成功確認の監視が進行している
に適している。浸透性殺虫剤でアオナガタマムシに対
（B.Lyons、私信)。
する効果が証明されたのは、ネオニコチノイド系のイ
ミダクロプリドである(Poland et al. 2006)。樹木への施
在来の寄生昆虫
用法は、個々の樹木の基底部周辺の土壌への灌注、あ
るいは幹への直接の注入による。しかし、カナダにお
在来の捕食寄生種の侵入害虫に対する働きかけや関与
ける野外と実験室での研究によれば、イミダクロプリ
を確認するため、カナダのアオナガタマムシの被害を
ド処理した木からの秋の落葉には、亜致死性の摂餌抑
受けた地域で調査が行われた。この調査で数種の膜翅
制作用によって水生・陸生の分解生物に危険有害性を
類の捕食寄生虫が認められ、捕獲・生育されて、各種
与える残渣が含まれている可能性がある(Kreutzweiser
に関しアオナガタマムシへの寄生率が測定された。こ
et al. 2007, 2008a, 2009)。さらに、野外での土壌中およ
の中で、数種のみが[例、アシブトコバチ科
び水中の実際のイミダクロプリド濃度は、ミミズ
(Chalcididae): Phasgonophora sulcata, コマユコバチ科:
(Kreutzweiser et al. 2008b)および水生無脊椎動物
Atanycolus hicoriae]]アオナガタマムシに対し比較的高
(Kreutzweiser et al. 2008c)に対し悪影響の直接的な有
い寄生率を示しており、在来の生物農薬としてある程
害危険性を与えることが明らかにされた。これらの結
度期待できる(Lyons 2010)。在来の捕食寄生昆虫が寄生
果は、アオナガタマムシ問題に対する IPM 法採用の方
蜂を用いた生物学的防除策の補助となりうるか、確認
針と相まって、アオナガタマムシ防除のためのイミダ
の努力が進んでいる。この中には、有望な在来の寄生
クロプリド代替物質の試験を促した。
昆虫の育成、放出、あるいは補強のための技術開発も
森林害虫の場合、IPM 法は、すべての入手可能な情
含まれている。外来および在来の捕食寄生昆虫の組み
報を考慮に入れて情報に基づく管理決定をし、一組の
合わせを生物農薬として使用すると、結果的にアオナ
管理方法を調査・適用する。カナダでアオナガタマム
ガタマムシ群管理に役立つが、これらはまだ開発の初
シ防除に現在用いられているこの方法には、生物学的
期段階にある。
防除を容易にするための害虫の生態・行動の調査研究
(Lelito et al. 2013)、侵襲監視のため、動きの激しい成
在来の菌類病原体
虫に対する効果的・実用的な罠(Grant et al. 2010; Ryall
et al. 2013)、初期の侵襲および潜在的ホットスポット確
カナダでアオナガタマムシに対する生物農薬として在
認用に改良した検出方法(Ryall et al. 2011)、および代替
来の昆虫病原性糸状菌の使用が調査されている。定着
害虫管理策などが含まれる。以下に、カナダでアオナ
したアオナガタマムシの群で、蛹になる前と成虫の死
ガタマムシ防除のため開発された、イミダクロプリド
体をスクリーニングしたところ、アオナガタマムシに
の代替手段を手短に解説する。
対し最も優れた在来の昆虫病原性糸状菌はビューベリ
ア(Beauveria)種であった(Kyei-Poku and Johny 2013)。
外来寄生昆虫
続いてこれらを単離し特性を明らかにしたところ、ビ
ューベリア属の一種 Beauveria bassiana 分離株 L49-1AA
中国で 3 種のハチ目の捕食寄生昆虫(寄生蜂)がアオナ
がアオナガタマムシに対する毒性では最も優れている
第７章 害虫駆除のための代替案 153
ことが確認された(Johny et al. 2012)。昆虫病原性糸状
農業および林業におけるこれらの事例研究から、害虫
菌を有効に使用するには、感受性の高い宿主である害
防除のためネオニコチノイド系殺虫剤に代わる妥当か
虫群に効率よく糸状菌を広める播種システムが必要で
つ実行可能な代替策が得られる。農業に関しては、ネ
ある。Lyons ら(2012)は、中でアオナガタマムシの成虫
オニコチノイド系殺虫剤による予防的な処理は必要な
が B. bassiana に汚染するような自動汚染罠装置を開発
い場合が多く、結果として不要な環境汚染につながる
したところ、この装置が昆虫病原性糸状菌の成虫への
ことで非標的生物へのリスクが増大し(van der Sluijs
水平伝播を促進する証拠を認めた。
et al. 2014)、害虫の抵抗性増強の公算が高まる
昆虫病原菌は生物農薬として若干の将来性を示し、
(Szendrei et al. 2012)ことが次第に明らかになりつつあ
この菌のスクリーニング、特性分析、および播種の方
る。代替策として IPM 方法が、妥当で利用できるあら
法が開発された。しかし、アオナガタマムシに対する
ゆる情報を考慮に入れて情報に基づく管理決定を下し、
広範囲の防除としては、この方法には依然として限界
実際の必要に基づく害虫防除策を提供すべきである。
がある。昆虫病原菌は一般にアオナガタマムシ群を管
必要が確認されると、ネオニコチノイド系殺虫剤の使
理する有効な要素とは考えられず(Liu et al. 2003)、当
用以外の害虫防除策の選択肢として、輪作・播種日・
該害虫の生態および行動が菌の効率的伝播に役立つこ
耕作・灌漑などの多様化や変更、被害地域への害を受
とはない。そのうえ、B. bassiana を含む多くの昆虫病原
けにくい作物種の使用、生物農薬の使用、別の危険有
菌は、特に宿主特定的ではなく、生物農薬として播種
害性の低い殺虫剤への転換、などが考慮される。これ
されれば非標的昆虫に対しリスクとなる可能性がある。
らの選択肢は、IPM 戦略全体の中で組み合わせて用い
ると最も効果的であることが多い。
非残留性浸透性の代替殺虫剤
IPM 方法を害虫管理に大幅に取り入れるには、教育
および管理者や実施者による支持が必要である。一例
数種の浸透性殺虫剤が、アオナガタマムシに対する有
として、イタリアでの IPM 実践に対する特に有望な奨
効性、トネリコにおける移行性、および環境安全性に
励精度は、農家に対する生産高保険制度(投資信託)であ
ついて検証された。中でも最も優れていたのはアザジ
り、必要な保険料は通常殺虫剤費用よりも低い(Furlan
ラクチンであった。アザジラクチンはニーム樹(インド
et al. 2014)。IPM 実践により損害を受ける可能性を相
センダン) (Azadirachta indica)の種子から抽出した天然
殺するこの種の作物保険制度への人々の初期の資金拠
化合物で、一連の病害虫に対し摂食阻害性、避妊性、
出が、IPM 戦略のより幅広い普及を促すであろう。
成長制御殺虫性を有することが証明された
我々は、ネオニコチノイド系殺虫剤に対する代替策
(Schmutterer 1990)。カナダのある森林地での過去の研
を採用し農業の手法を IPM に移行することは、大規模
究では、アザジラクチンは環境中(水、土壌、樹木の枝
で費用効率の高い農業活動が大勢を占めている場所で
葉)での残留性はなく、予想される環境濃度ではほとん
は特に困難であると認識する。過去 20 年にわたり、大
どの非標的無脊椎動物に対し重大な危険有害性を持た
規模で営利目的の農作業への傾倒によって、規模の経
ない(Thompson and Kreutzweiser 2007)ため、アオナ
済や効率に焦点が絞られ(Morrison Paul et al. 2004)、害
ガタマムシ防除の強力な候補と考えられた。侵襲を受
虫の危険有害性低減のためのネオニコチノイド系殺虫
けたトネリコの木の幹にアザジラクチンを注入すると、
剤による予防的な作物保護が推し進められてきた。農
幼虫の発育と成虫出現の阻止に非常に効果が認められ、
業生産を、予防殺虫剤への依存から IPM モデルと害虫
キクイムシからのトネリコの保護に効果があった
防除代替策へ移行するには時間がかかり、経済的に競
(McKenzie et al. 2010)。続く圃場試験で、アザジラクチ
争力を有し持続可能な農業システムを促進するための
ンはトネリコに注入されると容易に吸収されて樹木全
研究と一般への普及に対する投資が必要とされる
体に急速に行き渡り、通常秋の落葉では検出限界近く
(Meissle et al. 2010)。しかしネオニコチノイドの広範囲
まで消散している(Grimalt et al. 2011)。我々はイミダク
な予防的使用に執着すると深刻な環境境害の危険を増
ロプリドの作用評価に用いた手順に従って一連の非標
大させ(van der Sluijs et al. 2014)、最終的に食糧安全保
的試験を行い、意図的に高率での施用後にも、秋の落
障を支える重要な生態系機能および生態系サービスを
ち葉の中のアザジラクチンが陸生・水生の分解者であ
脅かす(Chagnon et al. 2014)。地域規模で持続可能な農
る無脊椎動物に対し目立った危害のリスクを与えない
業活動を実施すれば、景観眺望、ならびにインセンテ
ことを明らかにした(Kreutzweiser et al. 2011)。
ィブや規制に基づく景観デザイン原則の採用から得る
ところがあると考えられる(Dale et al. 2013)。
我々がこれら事例研究で解説した代替害虫防除策に
結論
は、証明されたものや圃場試験に成功したものがあり、
154 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:135–147 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
開発途上にあるものもある。代替策への研究継続が必
要であるのは勿論だが、農家や他の実施者への公的機
関による IPM 技術の伝達と訓練ならびに IPM 戦略とそ
の害虫防除策の採用を促すための方針および規則も緊
急に必要である。
謝 辞 本稿は、国際浸透性殺虫剤タスクフォース
（TFSP）のバリ（2010）、バース（2011）、ケンブリッ
ジ（2012）、モンテグロット、パドバ（2012）、ルーヴ
ァン=ラ=ヌーブ（2013）、レニャーロ、パドバ（2013）
での総会での議論により有益な示唆を得た。TFSP のメ
ンバーによる助言と励ましに深謝する。特に本稿を査
読して下さったジャン-マルク・ボンマタン博士とブル
ジオ・ジョバンニ博士には深くお礼申し上げる。こ の
仕事は、the Triodos Foundation’s Support Fund for
Independent Research on Bee Decline and Systemic Pesticides
により資金提供を受けた。この支援基金は、Adessium
Foundation (オランダ), アクト・ビヨンド・トラスト(日本),
ユトレヒト大学(オランダ), Stichting Triodos Foundation (オ
ランダ), Gesellschaft fuer Schmetterlingsschutz (ドイ
ツ),M.A.O.C. Gravin van Bylandt Stichting (オランダ),
Zukunft Stiftung Landwirtschaft (ドイツ), Study Association
Storm (Student Association Environmental Sciences Utrecht
University), Deutscher Berufs- und Erwerbsimkerbund e. V.
(ドイツ), Gemeinschaft der europäischen Buckfastimker e. V.
(ドイツ) と市民の寄付により賄われた。寄付者は、研究
のデザイン、データ収集、分析、出版の決定、原稿の作成
に一切関与しなかった。
利益相反 なし。
オープンアクセス 本稿は、原作者および発行元より
与えられた、使用、頒布、複製をあらゆる媒体で許可
するクリエイティブ・コモンズ・ライセンスの名の許
に、頒布されるものである。
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Lexmond M, Bonmatin J-M., Chagnon M, Downs C, Furlan L,
Gibbons D, Giorio C, Girolami V, Goulson D, Kreutzweiser D,
Krupke C, Liess M, Long E,McFieldM,Mineau P,Mitchell
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第８章 結論 161 論説
ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルが生物多様性および
生態機能に与える危険に関する世界的な総合評価書の結論
J. P. van der Sluijs・ V. Amaral-Rogers・L. P. Belzunces・ M. F. I. J. Bijleveld van Lexmond・
J-M. Bonmatin・ M. Chagnon・ C. A. Downs・L. Furlan・D. W. Gibbons・C. Giorio・
V. Girolami・D. Goulson・ D. P. Kreutzweiser ・ C. Krupke・M. Liess・ E. Long・M. McField・
P. Mineau・E. A. D. Mitchell・ C. A. Morrissey・ D. A. Noome・L. Pisa・ J. Settele・
N. Simon-Delso・ J. D. Stark・ A. Tapparo・H. Van Dyck・J. van Praagh・P. R. Whitehorn・
M. Wiemers
受付：2014年6月11日 採用：2014年6月17日 オンライン出版：2014年10月10日
Environ Sci Pollut Res (2015) 22:148–154 DOI 10.1007/s11356-014-3229-5
©The Author(s) 2014. This article is published with open access at Springerlink.com
ネオニコチノイド研究会監訳初版：2015年4月30日
はじめに
学物質群の 1 つである、浸透性殺虫剤のフィプロニルおよ
びネオニコチノイド系殺虫剤に焦点を当てる。世界的に、
現在の農薬の世界的使用による野生生物への影響、特に高
次の生物学的組織、すなわち個体群、群集および生態系に
対する影響はほとんど知られていない(Köhler and Triebskorn 2013)。ここでは、問題となっている農業用化
Responsible editor: Philippe Garrigues
J. P. van der Sluijs ( ) : L. Pisa : N. Simon-Delso
Department of Environmental Sciences, Copernicus Institute,
Utrecht University, Heidelberglaan 2, 3584 CS Utrecht,
The Netherlands
e-mail: jeroen@jvds.nl
V. Amaral-Rogers
Buglife, Bug House, HamLane, OrtonWaterville, Peterborough
PE2 5UU, UK
L. P. Belzunces
INRA, UR 406 Abeilles and Environnement, Laboratoire de
Toxicologie Environnementale, Site Agroparc, 84000 Avignon,
France
M. F. I. J. Bijleveld van Lexmond
46 Pertuis-du-Sault, 2000 Neuchâtel, Switzerland
J. M. Bonmatin
Centre National de la Recherche Scientifique, Centre de
Biophysique Moléculaire, Rue Charles Sadron, 45071 Orléans
Cedex 02, France
M. Chagnon
Département des Sciences Biologiques, Université du Québec
À Montréal, Case Postale 8888, Succursale Centre-Ville,
Montreal, Québec, Canada H3C 3P8
残留性で強力な神経毒であるこれらの浸透性殺虫剤を、一
部で予防的に施用することへの依存度が高まり、広範な種
や環境が影響を受けることにより、生物多様性、生態系機
能、ならびに本来提供されるはずの生態系サービスに有害
な影響がおよぶことが懸念されている。これらの殺虫剤は、
C. A. Downs
Haereticus Environmental Laboratory, P.O. Box 92, Clifford,
VA 24533, USA
L. Furlan
Veneto Agricoltura, Legnaro, PD, Italy
D. W. Gibbons
RSPB Centre for Conservation Science, RSPB, The Lodge,
Sandy, Bedfordshire SG19 2DL, UK
C. Giorio
Department of Chemistry, University of Cambridge, Lensfield
Road, CB2 1EW Cambridge, UK
V. Girolami
Dipartimento di Agronomia Animali Alimenti Risorse Naturali
e
Ambiente, Università degli Studi di Padova, Agripolis, viale
dell’Università 16, 35020 Legnaro, Padova, Italy
D. Goulson
School of Life Sciences, University of Sussex, Brighton BN1
9RH, UK
162 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:148–154 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
現在の大規模な使用と、その性質が相まって、農業用土壌、
点に典型的にみられる持続的なネオニコチノイドへ曝露
淡水資源、湿地、非標的の植生、および河口と海岸の海洋
の実態と長期にわたる影響は評価はなされていない(Liess 生態系を広範囲に汚染し、その結果、そこに生息する多く
et al. 2013)。ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニル、
の生物が、有効濃度の殺虫剤に慢性的、反復的に曝露して
および他の殺虫剤の活性成分の相互作用の可能性はいず
いる。 れも検討されていないが、毒性作用機序が相加的および相
ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルは、現在の世
乗的であるという報告はある(Satchivi and Schmitzer 界の殺虫剤市場のほぼ 3 分の 1(2010 年の金額ベースで)を
2011; Gewehr 2012; Iwasa et al. 2004)。 占めている(Simon-­‐‑Delso et al. 2014)。これらの殺虫剤は、
今回の特集の世界的な総合評価書(WIA)の論文の数々
種子コーティング、浸漬、葉面散布、土壌灌注、および樹
は、世界的なネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルの
幹注入など多くの方法で、農業・園芸・林業の数百の作物
広範な施用によってもたらされる、生物多様性および生態
への害虫管理に使用される。さらに、ペット・家畜・水産
系機能への危険有害性について、既知の知識を総合する最
養殖の害虫および病気を媒介する動物の管理、都市および
初の試みである。WIA は、過去 20 年間に公表された 800
家庭の病害虫防除、木材保存にも使用される(Simon-­‐‑Delso の査読を経た学術論文の結果に基づいている。我々が評価
et al. 2014)。 したのは、動向・使用状況・作用機序・代謝産物
これら浸透性殺虫剤の販売許可に際し、所定の生態学的
(Simon-­‐‑Delso et al. 2014)、環境運命および環境曝露
リスク評価は行われているが、規制の枠組みでは、剤形も
(Bonmatin et al. 2014)、非標的無脊椎動物への影響(Pisa et 作用機序も多様な種々の製品の広範な同時使用の結果生
al. 2014)、野生脊椎動物への直接および間接影響(Gibbons じる、個々のあるいは統合的な生態学的リスクの評価はで
et al. 2014)、生態系の機能および生態系サービスに対する
きない。これら殺虫剤は、世界中の主要農産物を含む何百
リスク(Chagnon et al. 2014)であり、最後にネオニコチノ
もの栽培体系、さらには数多くの家畜種、ペットなどにも
イドとフィプロニル使用の代替となりうる持続可能な害
同時に使われている。また、生態学的リスク評価では、他
虫管理業務の調査研究を行った(Furlan and Kreutzweiser の環境ストレス因子とのさまざまな相互作用は考慮され
2014)。 ていない。いったん販売許可が下りると、認可をうけた使
用法ごとに 1 回あたりの用量と施用回数の限度が定めら
作用機序、環境運命、および曝露
れるが、活性成分の総使用量に制限はなく、影響を受けた
生態系の回復力低下をひきおこす。加えて、渚および潮汐
その浸透性のため、ネオニコチノイド系殺虫剤と、やや程
D. P. Kreutzweiser
Canadian Forest Service, Natural Resources Canada, 1219 Queen
Street East, Sault Ste Marie, ON, Canada P6A 2E5
C. Krupke : E. Long
Department of Entomology, Purdue University, West Lafayette,
IN 47907-2089, USA
M. Liess
Department of System Ecotoxicology, Helmholtz Centre for
Environmental Research - UFZ, 04318 Leipzig, Germany
M. McField
Healthy Reefs for Healthy People Initiative, Smithsonian
Institution, Belize City, Belize
P. Mineau
Pierre Mineau Consulting, 124 Creekside Drive, Salt Spring
Island V8K 2E4, Canada
E. A. D. Mitchell
Laboratory of Soil Biology, University of Neuchatel, Rue Emile
Argand 11, 2000 Neuchatel, Switzerland
E. A. D. Mitchell
Jardin Botanique de Neuchâtel, Chemin du Perthuis-du-Sault 58,
2000 Neuchâtel, Switzerland
C. A. Morrissey
Department of Biology and School of Environment and
Sustainability, University of Saskatchewan, 112 Science Place,
Saskatoon, SK S7N 5E2, Canada
D. A. Noome
Task Force on Systemic Pesticides, Pertuis-du-Sault,
2000 Neuchâtel, Switzerland
D. A. Noome
Kijani, Kasungu National Park, Private Bag 151, Lilongwe,
Malawi
J. Settele : M. Wiemers
Department of Community Ecology, Helmholtz Centre for
Environmental Research - UFZ, Theodor-Lieser-Str. 4, 06120
Halle,
Germany
J. Settele
iDiv, German Centre for Integrative Biodiversity Research,
Halle-Jena-Leipzig, Deutscher Platz 5e, 04103 Leipzig, Germany
N. Simon-Delso
Beekeeping Research and Information Centre (CARI), Place
Croix du Sud 4, 1348 Louvain la Neuve, Belgium
第８章 結論 163 度は低くなるがフィプロニル、そしてそれらの毒性代謝産
り、土壌および底質(ppb から ppm の範囲)、水路(地下水
物のいくつかは、根や葉から吸収されて植物全体に移行す
および地表水（ppt から ppb の範囲）、処理および非処理
る。そのため、処理された植物は、作物被害を引き起こす
の植生(ppb から ppm 範囲)に大規模な汚染が生じ、蓄積
可能性があるとされる昆虫に対し毒性効果を持つことに
の可能性も生じる。これらの殺虫剤およびその代謝産物に
なる。ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルは、生物
ついて、体系的かつ適切な方法により調査することや、低
の中枢神経系の神経伝達を撹乱することにより影響を及
濃度の長期曝露と高濃度への非定期的な短期曝露の両者
ぼす。ネオニコチノイド系殺虫剤はニコチン性アセチルコ
を確認することは行われていない。 リン受容体に結合し、フィプロニルは GABA 受容体を阻
しかし、環境試料の調査が行われた場所では、ごく一般
害する。両殺虫剤は致死性および広範な非致死性の影響を、
的に、ネオニコチノイド系殺虫剤またはフィプロニルおよ
無脊椎動物のみならず少数の脊椎動物に対して与える
びそれらの有毒な代謝産物を含む複数の殺虫剤が検出さ
(Simon-­‐‑Delso et al. 2014 and Gibbons et al. 2014)。特記す
れた。それに加えて、地下水および地表水から採取した試
べきは、ネオニコチノイド系殺虫剤が極めて高い親和性で
料では、北米と欧州の国々で規制当局が設定した生態学的
ニコチン性アセチルコリン受容体(nAChR)に作動性に結
閾値に基づく上限値を超えているのが確認された。総じて
合するため、低用量の曝露でも長期間にわたればかなりの
農村および都市環境とその下流の地域では、さまざまな環
影響を引き起しうることである(Pisa et al. 2014 による総
境濃度のネオニコチノイド系殺虫剤またはフィプロニル、
説参照)。 およびそれらの代謝産物の混合物が、土壌・水路・植物を
これらの物質が広範囲に使用された結果、土壌、水、大
汚染しているという強力な証拠がある(Bonmatin et al. 気などあらゆる媒体から検出される。ネオニコチノイド系
2014)。 殺虫剤の環境汚染は、数々の異なる経路を介して発生する。
このような環境中の運命の特徴により、非標的生物に対
具体的には、コーティングした種子を条播き時に発生する
して、様々な経路から、慢性曝露と繰り返す急性曝露がも
粉塵；反復施用後の耕地土壌および土壌水の汚染および濃
たらされる。例えば、授粉昆虫（ハチを含む）は、少なく
度上昇；地表水および地下水への流出；非標的植物による
とも、条播き作業中の直接的接触、種子処理作物の花粉・
殺虫剤の根からの吸収と花粉・花蜜・溢液などへの移行；
花蜜・溢液・花外蜜腺と甘露の摂取、水、そして処理作物
粉塵および散布による飛散の葉への沈着；風や動物を介し
または汚染した水塊近くで生育することで汚染された野
た処理植物の汚染された花粉・花蜜の拡散などである。土
生の花・樹木の花粉・花蜜の摂取から曝露を受けることに
壌、河川、および非標的植物への残留性は様々だが、長期
なる。ミツバチのコロニー（群）の貯蔵食糧を、さまざま
にわたる可能性がある。例えば、土壌中のネオニコチノイ
な環境で世界的に調査したところ、蜂群は、日常的かつ慢
ドの半減期は 1,000 日を超すことがある。同様に、樹木で
性的に、ネオニコチノイド系殺虫剤、フィプロニル、およ
は 1 年以上残留することがある。分解により毒性のある代
びそれらの代謝産物(通常 1 から 100 ppb の範囲)、そして
謝産物が生じるが、これらの環境中濃度はめったに測定さ
ネオニコチノイド系と相乗的に作用することがある他の
れることはない(Bonmatin et al. 2014)。 殺虫剤と共に曝露されていることがわかった。他の非標的
残留性(数か月あるいは数年)と水溶性の組み合わせによ
生物、特に土壌中および水中に生息するもの、および農場
の非作物植物を食べる草食性昆虫の曝露も避けられない
J. D. Stark
Puyallup Research and Extension Centre, Washington State
University, Puyallup, WA 98371, USA
A. Tapparo
Dipartimento di Scienze Chimiche, Università degli Studi di
Padova, via Marzolo 1, 35131 Padova, Italy
と考えられるが、こうした集団のデータはほとんど見当た
らない(Bonmatin et al. 2014)。 非標的生物への影響
H. Van Dyck
Behavioural Ecology and Conservation Group, Biodiversity
Research Centre, Université Catholique de Louvain (UCL),
Croix du Sud 4-5 bte L7.07.04, 1348 Louvain-la-Neuve,
Belgium
浸透性殺虫剤の授粉昆虫への影響は、特に関心が高く、こ
J. van Praagh
Scientific Advisor, Hassellstr. 23, 29223 Celle, Germany
殖能力などに悪影響を受けることが明らかにされている。
P. R. Whitehorn
School of Natural Sciences, University of Stirling, Stirling FK9
4LA, UK
の分野で多数の研究がなされている。ハチについては、管
理された状況下での野外の現実的濃度での曝露によって、
個体の方向感覚、学習、採餌、寿命、病気への抵抗性、生
マルハナバチでは、蜂群レベルでの影響がはっきり証明さ
れており、曝露した蜂群の成長遅滞や、女王バチ産生の著
しい減少が認められた(Whitehorn et al. 2012)。野生の状態
164 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:148–154 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
のミツバチの蜂群の現地調査は限られていて、結果は一定
まいた畑での野外曝露シナリオでみられる濃度では、イミ
の傾向が認められず、実施困難であることが判明した。理
ダクロプリドおよびクロチアニジンが小型鳥類に危険有
由は、対照群の蜂群も必ずネオニコチノイド系殺虫剤に汚
害性をもたらし、ほんの数個の処理種子を摂取しても、感
染されること、あるいは同一の研究デザインでの反復調査
受性の強い種類の鳥には死や生殖障害を引き起こす可能
ができないことであり、自然環境における研究実施に共通
性があることが示された(Gibbons et al.レビューの研究
する困難である(Maxim and Van der Sluijs 2013; Pisa et al. 2014参照)。フィプロニルの環境濃度はいくつかの記録で、
2014)。 魚類に害を与えるうるほど高かった(Gibbons et al. 2014)。
他の無脊椎動物群はこれほど注目されていない。ほとん
3種の殺虫剤すべてが、遺伝毒性・細胞毒性作用から免疫
どすべての昆虫に対し、これらの殺虫剤の毒性は非常に高
機能不全・発育不全・繁殖率低下にわたる亜致死性の影響
く、生物農薬として重要な多くの種も例外ではない。非昆
を示した。最近、ネオニコチノイドは分子レベルで免疫反
虫種の毒性影響への感受性はさらに不明確である。ミミズ
応を阻害するため、隠れた疾患や寄生虫の被害を受けやす
などの環形動物にとって、多くのネオニコチノイド系殺虫
くなるという、決定的な証拠が示された(Di Prisco et al.
剤の LC50 は、数 ppb 以下である。甲殻類の感受性は通常
2013)。さらに、これらの作用は、直接死に結び付く濃度
それほど高くないが、種や発達段階に大いに左右される。
を十分に下回っていてもしばしば発生する(Gibbons et al. 例えば、ワタリガニのメガロパ幼生は幼若期よりも 1 ケタ
2014)。これは、多くの動物類において精査した文献に一
感受性が高い。 貫して認められる傾向であり、短期間の生存は、長期にわ
野外の実際の環境濃度では、ネオニコチノイドとフィプ
たり測定した死亡率や、影響を受けた生物の生態系機能・
ロニルは、陸・水中・湿地・海洋・水底に生息する広範囲
サービスへの障害に関する妥当な予測因子とはならない。 の非標的無脊椎動物の生理機能と生存に悪影響を及ぼす
もっとも極端な事例を除くと、魚類および両生類が曝露
可能性がある(2014 年 Pisa et al.の総説参照)。影響につい
しているイミダクロプリドとクロチアニジンの濃度は、死
ての報告は、実験室での毒性試験が圧倒的に多く、使用さ
を引き起こす閾値をかなり下回っているようであるが、亜
れた試験種の数も限定的である。このような試験は短期間
致死性影響は十分に研究されていない。調査不足と因果関
(48 または 96 時間試験)の致死的影響のみを調べるのが一
係確立のむずかしさはあるが、脊椎動物に対する間接影響
般的で、飛行、方向感覚、採餌能力、および成長などに対
は、直接的有害作用と同程度か、それ以上に重要である可
する障害といった生態に関連した亜致死的影響について
能性がある。ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルは、
の調査研究は少ない。試験の多くが、感受性の低い試験種
脊椎動物そのものより、脊椎動物の餌である無脊椎動物を
(例、オオミジンコ)を使用し、曝露期間が慢性というには
より効果的に死に至らしめる。間接影響は、個体群レベル
十分でないなど、実際の環境には適用できないことが明ら
の影響をもたらす可能性があるにもかかわらず、リスク評
かにされた。安全な環境濃度閾値を設定するための実験室
価の過程で考慮されることは少なく、データも不足してい
での試験は、ほとんどの殺虫剤毒性試験が古い手順に基づ
る。発表された文献の中に、2 件の間接影響を扱った野外
いているという事実により目的を達していない。これらの
事例研究が見つかった。1 件目によると、イミダクロプリ
浸透性殺虫剤類は、多くの新しい特性があるが、試験方法
ドとフィプロニルの施用によりエサとなる無脊椎動物が
の大半が旧態依然としており、結果的に生態学的安全性に
減少し、ある種の魚類の発達障害がもたらされた。もう 1
関する結論は不完全である(Maxim and Van der Sluijs 件によると、2 種のトカゲの生息数減少が、餌であるシロ
2013)。新しく進歩した方法論により、各化学物質に固有
アリへのフィプロニルの影響と関連していた(Gibbons et の毒性学的特徴を、蓄積の可能性や遅発性の致死的、非致
al.レビューの研究 2014 参照)。 死的影響を含めて、陸生・水生・海洋性生物それぞれにつ
いて明確に示す必要がある。とは言え、我々の総説は、こ
れらの浸透性殺虫剤が、しばしば予想を下回る環境濃度で、
生態系機能および生態系サービスへの影響
広範囲な非標的無脊椎動物類に重大な悪影響がおよぶ危
険があることを示す。結果として、これらの生物が支える
生態系サービスの概念は、十分に機能している生態系が人
多くの食物連鎖への影響が予想される。 間および生物圏に提供するサービスの可能性、利益、およ
我々は、150近くの、野生脊椎動物-­‐‑哺乳類、鳥類、魚類、
び利用価値を評価する際の意思決定に(e.g. Spangenberg 両生類、爬虫類に対するフィプロニルとネオニコチノイド
et al. 2014)、さらには化学物質の生態学的リスク評価の評
系のイミダクロプリドとクロチアニジンの直接的影響（毒
価項目(保護すべき価値)として幅広く使われている。ネオ
性）および間接的影響（たとえば食物連鎖）に関する研究
ニコチノイド系殺虫剤およびフィプロニルは、害虫管理に
を精密に調査した。全体として、コーティングした種子を
よる恩恵もなく期待もされないところにある環境媒体(土
第８章 結論 165 壌、水、空気)で頻繁に検出されている。しかし、これら
による反復処理後に顕花樹木に蓄積するかについて、
の媒体は生物多様性を支える基本的資源を提供する一方、
ほとんどわかっていない。分解産物(それは強毒性で
長期または反復汚染の脅威にさらされていることが分か
残留性が高い可能性がある)の、さまざまな媒体（植
っている。この総合評価書にまとめられた文献により、こ
物、土壌、底質、水、食物連鎖など）における挙動は
れらの殺虫剤の地球環境における高度な生物学的利用能
ほとんど分かっていない。 が、広範囲の陸生(土壌を含む)および水生の微生物・無脊
・ 最も感受性の強い生物に対する長期毒性は調査され
椎動物と脊椎動物に致死的および亜致死的影響を引き起
ていない。例えば毒性試験は、世界的に知られたほぼ
こすとされるレベルであることが明らかになった。授粉昆
2 万 5000 種のハチのうち 4 種に関してのみ行われ、
虫、土壌中の無脊椎動物、および水生無脊椎動物に関し、
ハナアブ類、チョウ類、およびガ類など他の授粉昆虫
野外で観察された環境濃度で、個体群レベルの影響があり
グループに対する毒性の試験は非常に少ない。同じく、
うることが証明された。これらの影響が生態系機能、復元
ミミズより上位の土壌生物はほとんど注目されてい
力、および陸生・水生生態系によって提供されるサービス
ない。土壌生物は、土壌形成や土壌肥沃度の維持に多
と機能に対し危険をおよぼすことを示す証拠が相次いで
大な役割を果たす。脊椎動物(処理種子を食べる可能
出ている。このようなサービスと機能とは、供給、調節、
性のある穀食哺乳動物や鳥類など)への毒性は、少数
文化または基盤であり、その他、土壌形成、土壌の質、栄
の種でしか調べられていない。 養循環、廃棄物の処理と適正化、授粉、食物網の保全、浄
・ 施行された毒性研究では、圧倒的に急性毒性試験が注
水、病害虫管理、播種、食植性生物と雑草の防除、食物供
目され、急性および慢性曝露の長期間の影響は、農業
給(魚を含む)、芸術およびレクリエーションなどが含まれ
および水生環境のあらゆる生物にとって最も関連の
る。 深い状況であるにもかかわらず、ほとんどわかってい
ない。現実の環境状況下での長期の曝露による影響は
調査されていないのである。 情報の欠如
・ ネオニコチノイド系殺虫剤はすべて、神経系の
nAChR(ニコチン性アセチルコリン受容体)に結合す
本評価書は相次ぎ発表された証拠に基づいたものだが、不
るため、毒性の累積(相加作用)が予想される。現在、
足している情報もある。これらの化合物は数々の国の規制
イミダクロプリド、クロチアニジン、チアメトキサム、
当局による安全性試験の対象になっている。しかし今日の
ジノテフラン、チアクロプリド、アセタミプリド、ス
世界規模の使用に伴ういくつかの危険有害性の可能性に
ルホキサフロール、ニテンピラム、イミダクロチズ、
ついては、依然として不完全な理解しか得られていない。
パイコンジン、シクロキサプリドなど、ネオニコチノ
ここでは現在情報が欠けている主な点を示す。 イド系の多数の化合物への同時曝露の累積あるいは
相乗的影響を、例えば“イミダクロプリド”に換算した
・ ほとんどの国々では、浸透性殺虫剤の使用量に関して
総用量として取り組んだ研究はない。目下、リスク評
も施用場所に関しても、公に利用できる情報源は少な
価は個々の化学物質に対し別々に行われているが、授
いかまったくない。使用量についての信頼できるデー
粉昆虫など多くの非標的種は、多数のネオニコチノイ
タは、生態学的影響および危険有害性の現実的評価に
ド系殺虫剤と他の殺虫剤およびストレス因子に同時
必要な条件である。 に暴露している。その結果、危険有害性は一貫して過
・ 環境媒体(土壌、水、作物組織、非標的植物、底質、
小評価されている。一連の同時に存在する殺虫剤の定
水辺の植物、湾岸の水と底質)におけるネオニコチノ
量化は多分に扱いにくい問題であるが、あらゆるネオ
イドとフィプロニル残留物の調査はきわめて限られ
ニコチノイド系殺虫剤への曝露を代表的な分類群に
ている。これらは水溶性で移動傾向があるとされてい
統合する単一の定量システムが貴重な出発点になる
るが、海洋生態系に関するデータも又非常に少ない。 と思われる。 ・ さらに情報が大幅に欠如しているのは、生態毒性があ
って残留性のあるネオニコチノイド系殺虫剤とフィ
プロニルの様々な代謝産物の環境中の運命である。し
たがって、大半の生物が受けると考えられる複合的な
曝露を正確に評価することはできない。 ・ これらの化合物の環境中での運命および、どのように、
例えば、土壌の質が残留性に関わるかとか、親化合物
・ 連続および同時に曝露した際の累積毒性は、規制当局
の評価および化学物質リスク管理においても調査さ
れていない。 ・ 亜致死的な影響は実際の環境中でしばしば致死的な
結果をもたらすにもかかわらず、ほとんどの生物で調
査されていない。しかし、ハチではこうした影響が深
刻であることが分かっており、調査研究が行われた他
166 Environ Sci Pollut Res (2015) 22:148–154 ネオニコチノイド研究会監訳初版（2015/4/30）
の少数の種にとって、これら神経毒性物質の亜致死的
くの動物群が影響を受ける一方、これらの化合物が最も集
用量が即死を引き起こす用量より十分に低くても、行
中的に施用される栽培体系では、恩恵は明確に証明されて
動に悪影響を与えると報告されている。浸透性殺虫剤
いないことが分かる。 と、他の殺虫剤・病気・食物によるストレスなど他の
ストレス因子との相互作用は、ほんの一握りのハチの
研究で調査されただけであるが、これらの研究では重
結論
要な相乗作用が判明している。例えば、ミツバチでは
低用量のネオニコチノイド系殺虫剤がウイルス性疾
総じて、今ある文献から明らかなことは、公認された施用
患への感受性を大幅に増強させた。ハチ以外の生物に
法(表示の比率に従い表示通りの化合物使用)がもたらした
おける浸透性殺虫剤と他のストレス因子との相互作
ネオニコチノイド系殺虫剤とフィプロニルによる今日の
用は、まったくと言っていいほど調査されていない。
汚染水準は、さまざまな非標的種にとって最小毒性濃度を
野外の場合、生物は多数の殺虫剤と他のストレス因子
超える場合が多く、したがって広範囲の生物学的・生態学
にほぼ間違いなく同時曝露する。故に、これらの相互
的悪影響をもたらすと考えられることである。 作用の結果によっておこってくることへの理解(ある
いはこの分野で将来研究を行うのに適切な手法の考
予防的使用、残留性、移動性、浸透性、および慢性毒性が
案)が充分でないことが、主たる情報の欠如である。 組み合わさると、生物の多様性および生態系機能にかなり
・ 広範囲の生態系サービスの受け渡しに対する浸透性
の影響を与えると予測される。この世界的な総合評価書で
殺虫剤の影響はいまだ不明である。土壌および底質へ
検討された一群の証拠は、ネオニコチノイド系殺虫剤とフ
の蓄積により、ミミズやトビムシ(トビムシ目
ィプロニルの現行規模の使用が持続可能な害虫管理手段
Collembola)などの地中生物群への影響が予測され、
ではなく、生物多様性を維持し支える多くの生物の活動を
このことが土壌の健全性、土壌の構造と浸透性、およ
障害し、結果的にさまざまな生物による生態系機能および
び栄養循環への悪影響をもたらす可能性がある。粉塵、
生態系サービスを危機に陥れることを示している。 地下水、地表水を介しての周辺植物の汚染から、美的
現在の農業状況を見ると、ネオニコチノイド系殺虫剤と
観点で評価される動物群(例、チョウ類)への影響が予
フィプロニルでの殺虫処理―そして最も著しくはその予
想され、授粉や害虫防除に役立つ重要な益虫群(例、
防的施用―は、総合的病害虫管理(IPM)の原則を成立に導
ハナアブ類、捕食性甲虫類)への影響も考えられる。
いた当初の考え方と矛盾することがますます明らかにな
農地や水中の昆虫生息数の全般的な減少は、鳥類やコ
っている。IPM の方法には常に殺虫剤が道具として含まれ
ウモリ類などの食虫種に影響を与えると考えられる。
てはいるが、他の方法も効果的に組み込まれていて、化学
淡水の汚染は魚類の餌となる無脊椎動物を減少させ、
物質は、最初に適用すべき望ましい一連の行為の最後の拠
漁業への影響も推測される。 り所として捉えられている。ここで留意すべきは、現行の
これは沿岸海洋生態系にも当てはまり、サンゴ礁や塩
種子処理はその対極にあり、化学物質を最後の拠り所では
沼の河口にとって重大な脅威となる可能性がある。こ
なく、最初に用いる手段として利用していることである。
れらのシナリオで調査されたものは皆無である。 望ましい手段として、有機農業、作物と輪作の多様化と変
・ ネオニコチノイド類およびフィプロニルによる農業
更、畝間への植え付け、植え付けのタイミング、耕作と灌
上の短期および長期の利益は不明である。これら殺虫
漑、被害地域への低感受性作物種の使用、捕獲作物の利用、
剤の使用率から考えると、収穫高や費用対効果により
生物農薬の適用、危険有害性を減じた代替殺虫剤の選択的
利益を評価した研究発表数の少なさは驚くほどで、最
施用、などがある。フィプロニルとネオニコチノイド系殺
近では、純益はなく、若干の作物では純損失さえ認め
虫剤は、残留性で浸透性という性質(および累積影響とこ
られることを示唆する研究(Furlan and Kreutzweiser うした特性に伴う環境負荷)のため、IPM とは相いれない。
2014 参照)もある。これらの浸透性殺虫剤が施用され
IPM の手法が完全ではなく常に改良の余地があることは
ない場合や、施用量の低減が農業に与える影響は(EU
否めない。しかし、害虫管理を必要とする多くの組織には、
における最近の部分的使用中止は、これを調査する機
学ぶべき豊富な知識のデータベースと成功例がある。事実、
会でもあるが)、今のところ分かっていない。 欧州では、2014 年 1 月以降 EU 指令 2009/128/EC に従い、
IPM の方法があらゆる作物に関して義務付けられた。しか
こうした論点を考慮すると、浸透性殺虫剤の現行の施用
し、ほとんどの加盟国では、いまだこの新しい規制を運用
に関連した危険性の全貌を適切に評価するのは不可能で
可能にし実行に移す途中で、また IPM そのものが明確に
あり、本特集で検討した証拠から、危険有害性によって多
定義されていない場合もある。 第８章 結論 167 提言 Schmetterlingsschutz (ドイツ),M.A.O.C. Gravin van Bylandt
Stichting (オランダ), Zukunft Stiftung Landwirtschaft (ドイツ),
著者らは、規制当局が予防と警戒の原則を適用し、ネオニ
Study Association Storm (Student Association Environmental
コチノイド系殺虫剤およびフィプロニルに対する規制の
Sciences Utrecht University), Deutscher Berufs- und
さらなる強化、ならびに両殺虫剤の世界的規模での使用の
Erwerbsimkerbund e. V. (ドイツ), Gemeinschaft der europäischen
大幅な低減に向けての計画策定について検討することを
Buckfastimker e. V. (ドイツ) と市民の寄付により賄われた。寄
提言する。代替農薬の探索は、継続する必要があるが、同
付者は、研究のデザイン、データ収集、分析、出版の決定、
時に農業従事者および他の現場担当者に対する教育と、病
原稿の作成に一切関与しなかった。
害虫管理の代替農業戦略（IPM、有機農業など）採用を促
す政策と規制を行うことは緊急に必要である。さらに、制
利益相反 なし。 度その他の障壁からより良き理解を得るための徹底した
オープンアクセス 本稿は、原作者および発行元より与え
調査が必要である。なぜなら、制度その他の障壁は、他の
られた、使用、頒布、複製をあらゆる媒体で許可するクリ
多くの殺虫剤と同様に、ネオニコチノイド系殺虫剤とフィ
エイティブ・コモンズ・ライセンスの名の許に、頒布され
プロニルの使用に代わりうる、実証済みの持続可能な農業
るものである。 慣行の大規模な採用の妨げとなるからである。 多くの国々の規制当局による殺虫剤認可プロセスの妥
引用文献
当性を綿密に検討し、過去の誤りを認めなくてはならない。
生体内蓄積性、および生態系機能への破壊的影響が認識さ
Bonmatin J-M, Giorio C, Girolami V, Goulson D, Kreutzweiser
D,Krupke C, Liess M, Long E, Marzaro M, Mitchell E, Noome
D,Simon-Delso N, Tapparo A (2014) Environmental fate
andexposure; neonicotinoids and fipronil. Environ Sci PollutRes.
れる前は世界中で使用されていたが、結果的に大半の国々
(this issue) 例えば、DDT などの有機塩素系殺虫剤は、その残留性、
で使用禁止となった。有機リン剤は、ヒトおよび野生生物
の健康に与える大規模な危険有害性が遅ればせながら認
識され、大幅に施用が減少した。浸透性殺虫剤のネオニコ
チノイド系殺虫剤およびフィプロニルにより、広範囲に効
く殺虫剤の大規模な施用の危険有害性を十分に顧みてい
ないという規制当局による殺虫剤の審査と認可の過程の
欠陥が、新たに提示された。 謝辞
本稿は、国際浸透性殺虫剤タスクフォースのバリ
（2010）、バース（2011）、ケンブリッジ（2012）、モンテ
グロット、パドバ（2012）、ルーヴァン=ラ=ヌーブ（2013）、
レニャーロ、パドバ（2013）での総会での議論により有益
な示唆を得た。最初 2 名の責任著者以外の著者名はアルフ
ァベット順である。ほとんどの著者は、公的機関か大学に
勤務しているが、例外は、バグライフ（無脊椎動物保護に
貢献する英国の慈善団体）の V. Amaral-Rogers、RSPB (英国
の野生動物保護慈善団体)の D.W. Gibbons、TFSP での独立し
た仕事について the Stichting Triodos Foundation から資金援助
を受けている D.A. Noome、CARI(ベルギー政府から支援を受
けている団体)の N. Simon-Delso である。J. Settele and M.と
Wiemers は、www.legato-project.net (独教育研究省の BMBF に
より資金提供を受けている)として貢献した。この仕事は、the
Triodos Foundation’s Support Fund for Independent Research on
Bee Decline and Systemic Pesticides.により資金提供を受けた。
この支援基金は、Adessium Foundation (オランダ), アクト・ビ
ヨンド・トラスト(日本), ユトレヒト大学(オランダ), Stichting
Triodos Foundation (オランダ), Gesellschaft fuer
Chagnon M, Kreutzweiser DP, Mitchell EAD, Morrissey CA,
Noom DA, van der Sluijs JP (2014) Risks of large scale use of
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Morrissey C, Noome DA, Settele J, Simon-Delso N, Stark J, van
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Chagnon M, Downs C, Furlan L, Gibbons DW, Giorio C, Girolami
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附録２
2012 年 9 月 15 日、大韓民国、済州島での IUCN の総会で採択された IUCN 決議
WCC-2012-Res-137-EN：国際自然保護連合（IUCN）の種の保存委員会（SSC）と生態系管
理委員会（CEM）の合同タスクフォースによる、浸透性殺虫剤の地球規模の生物多様性への影響
に関する包括的な科学的レビューを支援する
IUCN 設立以来の使命、 生物多様性の保護の推進 を認識しつつ；
ネオニコチノイド系殺虫剤が、1990 年代の市場への導入以来、過去 10 年にわたって世界中で最も広範囲
に用いられ最も急速に成長する殺虫剤となり、今や世界の殺虫剤市場の 3 分の１を占め、主に種子処理に施
用され、現在 120 カ国以上で使用が認可されていることに気づき；
高度の残留性があり浸透性かつ累積的に作用する神経毒のオニコチノイド系殺虫剤が、根から吸収されて植
物の液汁に入り、植物全体を益虫である授粉昆虫を含めた昆虫に対して恒久的に有毒にし、独特の施用方法
と亜致死性の慢性曝露により昆虫や他の無脊椎動物に影響を与えることを思い起こし；
ネオニコチノイド系殺虫剤および他の浸透性殺虫剤が、多くの科学者により、世界的なミツバチの崩壊、野
生の授粉昆虫の減少および観測された昆虫相の減少に寄与する一つの因子と疑われていること、これらの殺
虫剤の使用に伴う生態系の危険性についてより鋭い洞察が早急に求められていることを指摘し；
生物多様性が、種、生態系、遺伝子などすべての構成要素において次から次へと失われつつあることに警鐘
を鳴らし；
2011 年 3 月に、IUCN の種の保存委員会（SSC）と生態系管理委員会（CEM）のもとで浸透性殺虫剤タス
クフォース（TFSP）が設立されたことを歓迎し；
そして、TFSP が、生物多様性に関する浸透性殺虫剤の影響について、統括的、客観的、かつ科学的に論文
を見直し評価し、その結果に基づき、危機管理の手続きの観点から政府の新しい農薬の認可、その他政策決
定者や政策立案者、および一般社会の注意を惹くべきあらゆる問題について、必要な勧告を行うことを歓迎
する。
世界自然保護会議、大韓民国、済州島、2012 年 9 月 6‒15 日：
1. すべての IUCN のメンバーに、TFSP が適切な時間内にその見直しと勧告を完了できるように、その企
てを支えることを呼び掛け；
2. 事務局長に、TFSP の任務が 2013-2016 の 4 年間に完了できるように、SSC と CEM が資金を集める
ことに力を貸すことを要請し；
3. 事務局長に、TFSP の科学的評価の結果に基づき、IUCN の環境法委員会(CEL)と IUCN の環境法センタ
ーとの協調と協力により、TFSP からの勧告の実行に関して起こりうる法的および規制の結果について、
CEM と SSC および他の利害関係者に必要な支援を行なうことを要請し；そして、
4. さらに事務局長に、各国政府に浸透性殺虫剤の使用量と利用動向について国レベルでの情報をとりまと
めるよう要請する文書を送ることを要請する。
以上

2016 年 8 月 日本スチレン工業会 マイクロプラスチックによる海洋汚染

遠藤照明 (6932)

「環境ホルモン問題は、何が問題か」（その2）

「植物園 写真展」作品募集 ならびに 写真展開催のお知らせ

富良野で見た野生動物との暗黙の境界線 2015 年 8 月 23 日 太 田 隆

授業科目名 英語科学問題演習 （Exercises in Scie nce English） 必修

軟 X 線走査型顕微分光マッピング法を用いた黒髪内部構造の測定

農 薬 の 環 境 問 題

ポプラの綿毛2 2014年上半期版 - 北海道大学環境健康科学研究教育